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Afonso Eurico Correia de Freitas de Lisboa
Licenciado em Ciências de Engenharia do Ambiente
Contribuição para o estudo da biodiversidade de Espaços Verdes Urbanos e Hortas Comunitárias: Caso
de estudo da Freguesia de Parede/Carcavelos
Dissertação para obtenção do Grau de Mestre em
Engenharia do Ambiente – Perfil de Engenharia de Sistemas Ambientais
Orientador: Maria Teresa Calvão Rodrigues, DCEA, FCT-UNL
Co-orientador: André Filipe Torres de Castro Miguel, Cascais Ambiente
Presidente: Prof. Doutor António Manuel Fernandes Rodrigues
Vogais: Prof.a Doutora Maria Luísa Faria de Castro e Lemos
Prof.a Doutora Maria Teresa Calvão Rodrigues
Outubro de 2016
2
I
Dissertação Contribuição para o estudo da biodiversidade de Espaços Verdes Urbanos e
Hortas Comunitárias: Caso de estudo da Freguesia de Parede/Carcavelos.
Copyright © Afonso Eurico Correia de Freitas Lisboa, FCT/UNL e da UNL, 2016
A Faculdade de Ciências e Tecnologia e a Universidade Nova de Lisboa têm o direito, perpétuo
e sem limites geográficos, de arquivar e publicar esta dissertação através de exemplares
impressos reproduzidos em papel ou de forma digital, ou por qualquer outro meio conhecido
ou que venha a ser inventado, e de a divulgar através de repositórios científicos e de admitir a
sua cópia e distribuição com objetivos educacionais ou de investigação, não comerciais, desde
que seja dado crédito ao autor e editor.
II
III
Agradecimentos
No presente projeto, gostaria de expressar os meus agradecimentos:
À minha orientadora, Prof. Teresa Calvão pela disponibilidade e interesse em realizar esta
dissertação e por todo o empenho e apoio, tanto na elaboração do projeto como no trabalho
de campo, que dificilmente podem ser traduzidos por palavras.
Ao meu co-orientador e amigo, Eng. André Miguel pela disponibilidade do tema desta
dissertação, pelas constantes deslocações às hortas comunitárias e espaços verdes urbanos e
pelo apoio decisivo na organização do projeto.
Às minhas colegas Mónica Barreiros, Quelvina Fortes, Beatriz Moreira e Patrícia Santos, pela
disponibilidade e auxílio no trabalho de campo, bem como na identificação de espécies
recolhidas.
À minha colega Cátia Ferreira pela disponibilidade, apoio, conselhos e ferramentas úteis para a
estruturação do trabalho.
Agradeço também aos meus companheiros da Cascais Ambiente. Ao Diogo Rama da Silva e
Sara Gonçalves pelo fornecimento de material útil e auxílio na identificação de espécies
insetívoras. À Sara Saraiva pela constante motivação e apoio na identificação de aves. Ao Rui
Peixoto, Vasco Silva e Nuno Louro pela transmissão dos conhecimentos e sugestões para o
desenvolvimento do projeto.
À minha Avó Maria, à Tia Isabel e Tio Miguel, pelo forte apoio ao longo dos meses do
desenvolvimento do projeto.
À minha Tia Belica (Isabel) que, apesar de não ter contribuído de forma direta para a
dissertação, transmitiu, incansavelmente, palavras de incentivo nesta fase terminal do curso,
tendo sido também muito importante ao longo de todo o meu percurso enquanto estudante
pré-universitário e à minha Prima Margarida pela amizade e cedência de material muito útil.
Aos meus Pais, pelo amor, carinho e forma como me motivaram e me ajudaram a caminhar
até a esta fase terminal do meu percurso universitário e aos meus Irmãos que, apesar de se
encontrarem longe, acompanharam o desenvolvimento do projeto e transmitiram palavras de
motivação.
De forma sincera, muito obrigado.
IV
V
Resumo
A biodiversidade tem uma importância global, sendo a sua conservação crucial para a
prestação dos serviços ecológicos dos ecossistemas e decisivos no que respeita à sua
contribuição para a estabilidade no meio urbano nas várias vertentes da sustentabilidade. A
manutenção ou implementação de novas infraestruturas verdes nas cidades potencia o
aumento da biodiversidade, gerando inúmeros benefícios ambientais, sociais e económicos.
No âmbito do tema geral da biodiversidade, pretende-se com este projeto a execução de um
estudo da biodiversidade no meio urbano em áreas pertencentes ao concelho de Cascais. O
estudo baseou-se numa recolha de dados da presença de espécies das várias classes de seres
vivos, incluindo a flora e a fauna, no sentido de adquirir conhecimentos para melhor
compreender a dinâmica dos ecossistemas de caráter urbano, e, entre as hortas comunitárias
e os espaços verdes urbanos, estimar qual dos tipos de espaço terá maior potencial enquanto
promotor da biodiversidade.
No respeitante às aves, o Relvado de S. João e os Jardins da Parede são as áreas de estudo que
apresentam os maiores valores do índice de Shannon-Wiener e do inverso do índice de
Simpson, enquanto as Hortas de S. João e dos Lombos são apresentam menores valores. Em
relação às formigas, os espaços que detêm os maiores valores do índice de Shannon-Wiener e
de Simpson são o Relvado e a Horta do bairro de S. João. No que aos insetos voadores diz
respeito, a Horta dos Lombos apresenta os maiores índices de Shannon-Wiener e de Simpson,
enquanto que o Relvado de S. João apresenta os valores mais baixos dos dois índices.
Finalmente, verificou-se uma maior diversidade de plantas nas duas hortas comunitárias. A
diversidade de plantas presentes nas hortas comunitárias é muito superior à diversidade
presente nos espaços verdes urbanos.
Palavras-chave: biodiversidade; riqueza específica; estrutura ecológica; espaço verde urbano;
horta comunitária; Shannon-Wiener; Simpson
VI
VII
Abstract
Biodiversity has a global importance, and its crucial conservation for the provision of ecological
services of ecosystems and decisive with regard to its contribution to stability in the urban
environment in the various aspects of sustainability. The maintenance or implementation of
new green infrastructures in cities potentiates the increase in biodiversity, generating many
environmental, social, and economic benefits.
Under the general theme of biodiversity, it is intended with this project the implementation of
a biodiversity study in the urban environment in areas belonging to the municipality of Cascais.
The study was based on a collection of data regarding the presence of species of the various
classes of living beings, including plants and animals, to acquire knowledge for a better
understanding of the dynamics of the urban character of ecosystems, and from the community
gardens and urban green spaces, estimate which of these two types of space has greater
potential as a biodiversity promoter.
Regarding birds the lawn of S. João and the green space of Jardins da Parede are those with
higher values of Shannon-Wiener and Simpson indices. Regarding the ants, the spaces that
hold the highest values of the Shannon-Wiener and Simpson indices are the green space of
Jardins da Parede and the community garden of Lombos. Finally, relatively to flying insects, the
community garden of Lombos has the highest rates of Shannon-Wiener and Simpson, while
the S. João’s lawn clearly presents the lowest values of the two indices. Finally, it was
concluded that there was a greater diversity of plants in both community gardens. Plant
diversity in community gardens is much higher in community gardens than in urban green
spaces.
Key-words: biodiversity; specific wealth; ecological structure; urban green space; community
garden; Shannon-Wiener, Simpson
VIII
IX
Índice
Agradecimentos ..........................................................................................................................III
Resumo ....................................................................................................................................... V
Abstract ..................................................................................................................................... VII
Índice de figuras ........................................................................................................................XIII
Índice de tabelas ....................................................................................................................... XV
Lista de siglas e acrónimos ...................................................................................................... XVII
Capítulo 1 - Introdução ................................................................................................................1
1.1 Definição do âmbito .....................................................................................................1
1.2 Objetivo ........................................................................................................................2
1.3 Organização da dissertação ..........................................................................................3
Capítulo 2 - Enquadramento teórico ............................................................................................5
2.1 A biodiversidade nos ecossistemas ..............................................................................5
2.1.1 O conceito de biodiversidade ...............................................................................5
2.1.2 Os serviços e funções dos ecossistemas .............................................................11
2.1.3 A biodiversidade no meio urbano.......................................................................19
2.1.4 Amostragem para a medição da diversidade .....................................................24
2.1.4.1 Flora ................................................................................................................28
2.1.4.2 Fauna ..............................................................................................................32
2.1.5 Medidas e índices de biodiversidade ..................................................................47
2.2 Estrutura ecológica .....................................................................................................50
2.2.1 O conceito de estrutura ecológica ......................................................................50
2.2.2 Estrutura ecológica municipal ............................................................................51
2.2.2.1 Estrutura ecológica fundamental ....................................................................52
X
2.2.2.2 Estrutura ecológica complementar .................................................................54
2.2.2.3 Estrutura ecológica urbana .............................................................................54
2.3 Espaços verdes urbanos .............................................................................................55
2.3.1 O conceito de espaço verde urbano ...................................................................55
2.3.2 Os espaços verdes urbanos como promotores da biodiversidade .....................57
2.3.3 Enquadramento legislativo .................................................................................59
2.4 Hortas urbanas ...........................................................................................................60
2.4.1 Agricultura urbana ..............................................................................................60
2.4.2 Agricultura convencional vs agricultura biológica ..............................................64
2.4.3 Agricultura biológica enquanto promotora da biodiversidade ...........................67
2.4.4 Hortas comunitárias ...........................................................................................71
Capítulo 3 - Metodologia ............................................................................................................79
3.1 Área de estudo ...........................................................................................................79
3.1.1 Localização geográfica ........................................................................................79
3.1.2 Clima ...................................................................................................................82
3.1.3 Paisagem ............................................................................................................82
3.2 Procedimento metodológico e métodos de campo ...................................................83
3.3 Tratamento de dados .................................................................................................86
Capítulo 4 - Resultados e discussão ............................................................................................87
4.1 Flora ...........................................................................................................................87
4.1.1 Espaços Verdes Urbanos.....................................................................................87
4.1.2 Hortas comunitárias ...........................................................................................89
4.2 Insetos rastejantes .....................................................................................................91
4.3 Insetos voadores ........................................................................................................93
4.4 Aves ............................................................................................................................96
XI
Capítulo 5 - Conclusões e considerações finais ........................................................................101
Referências bibliográficas ........................................................................................................103
Legislação .................................................................................................................................112
Sites consultados ......................................................................................................................113
Anexos ......................................................................................................................................115
XII
XIII
Índice de figuras
Figura 2.1 - Exemplo de um ecossistema marinho, representando uma grande diversidade de
espécies; exemplo de um ecossistema glacial apresentando uma diversidade de espécies
reduzida. ......................................................................................................................................6
Figura 2.2 - Recursos naturais, os seus benefícios provenientes da diversidade nos
ecossistemas e os potenciais fatores que contribuem para a sua perda. ....................................7
Figura 2.3 - Os benefícios criados pelos serviços dos ecossistemas e os agentes que limitam a
produção natural destes serviços. ..............................................................................................12
Figura 2.4 - Os tipos e respetivos exemplos de serviços dos ecossistemas. ...............................13
Figura 2.5 - Exemplo de espaço verde urbano utilizado para recreio.........................................56
Figura 2.6 - A agricultura desempenhada em hortas no meio urbano. ......................................62
Figura 2.7 - Previsão para a agricultura urbana vertical desempenhada em Paris no ano 2050.
...................................................................................................................................................63
Figura 2.8 - A prática da agricultura biológica no mundo. ..........................................................67
Figura 2.9 - Uma horta comunitária do concelho de Cascais (Horta dos Lombos, Carcavelos). .74
Figura 2.10 - Os quatro eixos estratégicos do Programa Hortas de Cascais. ..............................75
Figura 3.1 - Localização do concelho de Cascais no território de Portugal Continental. ............79
Figura 3.2 - Localização dos espaços de estudo no interior do concelho de Cascais. .................80
Figura 3.3 - Relvado do bairro de S. João e Horta comunitária de S. João, em Carcavelos. ........80
Figura 3.4 - Localização da Horta dos Lombos, em Carcavelos. ..................................................81
Figura 3.5 - Área de intervenção no EVU correspondente aos Jardins da Parede. .....................81
Figura 3.6 - Carta de ocupação e uso do solo do concelho de Cascais. ......................................83
Figura 3.7 - Procedimento metodológico do estudo da biodiversidade. ....................................84
Figura 4.1 - Dominância dos tipos de ocupação do solo no Relvado de S. João. ........................87
Figura 4.2 - Cobertura vegetal das espécies presentes no Relvado de S. João. ..........................87
XIV
Figura 4.3 - Dominância dos tipos deocupação do solo no espaço verde dos Jardins da Parede.
...................................................................................................................................................88
Figura 4.4 - Percentagem da cobertura vegetal de cada espécie observada nos Jardins da
Parede. .......................................................................................................................................89
Figura 4.5 - Cobertura vegetal das espécies verificadas nas áreas de estudo das duas HC
durante o processo amostral. ....................................................................................................90
Figura 4.6 - Valor percentual da abundância de espécies de formigas observadas nos quatro
espaços de estudo. .....................................................................................................................92
Figura 4.7 - Principais espécies de insetos voadores detetadas e respetiva percentagem. .......95
Figura 4.8 - Gráfico referente à percentagem do número de indivíduos de cada espécie de aves
do total de indivíduos observados. ............................................................................................98
XV
Índice de tabelas
Tabela 4.1 - Quadro de resultados dos parâmetros da diversidade de plantas nas HC de S. João
e dos Lombos. ............................................................................................................................89
Tabela 4.2 - Comparação dos índices de Shannon-Wiener e de Simpson para a diversidade de
plantas, entre as HC dos Lombos e de S. João. ...........................................................................90
Tabela 4.3 - Quadro de resultados dos cálculos dos parâmetros de diversidade para as
formigas. ....................................................................................................................................91
Tabela 4.4 - Comparação dos índices de Shannon-Wiener e de Simpson para a diversidade de
insetos rastejantes, entre os quatro espaços de estudo. ...........................................................93
Tabela 4.5 - Quadro de resultados dos parâmetros de diversidade relativos aos insetos
voadores. ...................................................................................................................................94
Tabela 4.6 - Relação entre os índices de diversidade de cada par de espaços de estudo, tendo
em consideração os insetos voadores. .......................................................................................96
Tabela 4.7 - Quadro de resultados dos parâmetros de diversidade calculados para as aves. ....97
Tabela 4.8 - Comparação dos índices de Shannon-Wiener e Simpson de cada par de espaços de
estudo. .......................................................................................................................................98
XVI
XVII
Lista de siglas e acrónimos
AEA – Agência Europeia do Ambiente
AA – Amostragem Aleatória
AE – Amostragem Estratificada
ACV – Análise do Ciclo de Vida
AS – Amostragem Sistemática
AAE – Amostragem Aleatória Estratificada
AAS – Amostragem Aleatória Simples
AU – Agricultura Urbana
CCDR – Comissão de Coordenação do Desenvolvimento Regional
CCDR-LVT – Comissão de Coordenação do Desenvolvimento Regional de Lisboa e Vale do Tejo
CDB – Convenção sobre a Diversidade Biológica
CE – Comissão Europeia
CEE – Comunidade Económica Europeia
CMC – Câmara Municipal de Cascais
CMF – Câmara Municipal do Funchal
DGADR – Direção Geral de Agricultura e Desenvolvimento Regional
EEC – Estrutura Ecológica Complementar
EEF – Estrutura Ecológica Fundamental
EEM – Estrutura Ecológica Municipal
EEU – Estrutura Ecológica Urbana
EPA – Environmental Protection Authority
EVU – Espaço Verde Urbano
FAO – Organizaão das Nações Unidas para a Alimentção e Agricultura
XVIII
FMA – Fundo Mundial para o Ambiente
HC – Horta Comunitária
ICNF – Instituto da Conservação da Natureza e Florestas
IFOAM – International Foundation for Organic Agriculture
IGT – Instrumentos de Gestão Territorial
IC – Infraestrutura cinzenta
IV – Infraestrutura Verde
MPB – Modo de Produção Biológico
ONU – Organização das Nações Unidas
PDM – Plano Diretor Municipal
PHC – Programa “Hortas de Cascais”
PIB – Produto Interno Bruto
PNUA – Programa das Nações Unidas para o Ambiente
RFCN - Rede Fundamental de Conservação da Natureza
RJIGT – Regime Jurídico dos Instrumentos de Gestão Territorial
SAS – Sistema Agrícola Sustentável
SAL – Superfície Agrícola Utilizada
UE – União Europeia
ZPE – Zona de Proteção Especial
1
Capítulo 1 - Introdução
1.1 Definição do âmbito
O conceito de diversidade biológica tem gerado um crescimento da consciencialização e
reconhecimento da importância na sua manutenção, sendo este uma questão fundamental no
âmbito da sustentabilidade (Colwell, 2009). Ao longo do século XX, a biodiversidade tem
decrescido em todo o mundo, resultante da atividade humana (Ghorbani, et al., 2011). No
último quartel deste século começou a gerar-se uma preocupação ambiental, sendo que os
principais problemas a nível ambiental passaram a fazer parte do dia-a-dia dos decisores
políticos, o que proporcionou um aumento gradual da legislação ambiental e uma distribuição
de responsabilidades entre governos e organizações, considerando a conservação da
biodiversidade uma área prioritária do ambiente (Hill, et al., 2005).
Portugal, devido à sua localização em termos geográficos, possui uma diversidade de
ecossistemas muito elevada, com uma biodiversidade e número de endemismos também
elevados, no entanto o nosso país é, ao nível da UE, um dos países mais vulneráveis face a
estas perdas, em consequência das alterações de uso e da transformação do solo,
principalmente (Correia, 2012; ICNF, s.d.).
A importância de uma espécie para o ecossistema e seu funcionamento é determinada pelas
suas caraterísticas funcionais, que contribuem para o suporte dos ecossistemas, e pela sua
abundância relativa, pelo que a sua redução poderá dificultar o desenvolvimento económico e
social, que se traduzem na satisfação das necessidades das sociedades em todo o planeta
(Duraiappah & Naeem, 2005; Cardinale, et al., 2012; ICNF, s.d.). A biodiversidade e os serviços
dos ecossistemas dão um contributo indispensável para o bem-estar da humanidade e
garantem a subsistência da espécie humana, sendo essenciais para reduzir a pobreza e atingir
os diversos objetivos de desenvolvimento sustentável (Pinto, et al., 2010).
O aumento exponencial da população mundial, potenciou o crescimento de cidades e vilas em
todo o mundo, de maneira a poder alojar grande parte da população que atualmente atinge,
aproximadamente, 7,5 mil milhões de pessoas (Worldometers, 2016). Apesar do grande
desenvolvimento urbano em todo o planeta, as cidades podem ter um papel fundamental no
que se refere à conservação de espécies.
2
A biodiversidade que ocorre na cidade, em particular nos espaços verdes das cidades,
providencia um conjunto essencial de serviços ecossistémicos para as populações humanas
tais como a regulação do clima local, a infiltração das águas pluviais e a proteção de cheias, a
purificação do ar, e o recreio (Cabral, et al., 2012). As cidades são consideradas locais que
acolhem uma gama de biodiversidade muito inferior quando comparados com as áreas rurais
circundantes, no entanto a incorporação ou manutenção dos espaços verdes urbanos podem
fornecer habitats para as mesmas espécies que também se encontram nas áreas rurais
adjacentes, incluindo espécies raras e ameaçadas (Mercer, et al., 2015; Brennan & O’Connor,
2008). Os EVUs proporcionam um embelezamento da paisagem urbana, habitats para uma
variedade de aves, mamíferos, peixes, insetos e outros organismos, servindo ainda de
corredores ecológicos, ou segundo Mercer (2015), “corredores de vida selvagem”, que
permitem a ligação entre habitats e que asseguram o continuum naturale (Rocha, 2012;
Brennan & O’Connor, 2008; Queiroz, et al., 2012; Neto, 2010). Estas conexões entre espaços
verdes facilitam a dinâmica e mobilidade da fauna, especialmente os insetos e as aves, entre
espaços verdes individuais, e atua favoravelmente na prevenção da fragmentação e
isolamento da vida selvagem (Mercer, et al., 2015).
Quanto às hortas urbanas e comunitárias, proporcionam, para além do fornecimento de
alimentos saudáveis, outros serviços igualmente importantes para a sustentabilidade das
cidades, nomeadamente serviços de regulação como a polinização, a regulação do clima local,
a formação do solo e a proteção contra cheias (Speak, et al., 2015). Atualmente reconhece-se
que a redução das práticas de agricultura convencional e a prática de agricultura biológica em
hortas comunitárias tende a beneficiar a diversidade de espécies (Chamorro, et al., 2016;
Gabriel, et al., 2013; Organic Research Centre, 2010). Consequentemente, a manutenção da
diversidade de plantas impulsiona o crescimento da diversidade de fauna nestes locais, com a
presença de uma maior diversidade de aves e de agentes polinizadores como os himenópteros
voadores e os lepidópteros (Chamorro, et al., 2016).
1.2 Objetivo
No concelho de Cascais assistiu-se à recuperação de várias áreas urbanas, tendo sido
convertidas em espaços verdes seminaturais, de boa qualidade, e perfeitamente adequados
para a utilização dos residentes locais, encarando-se a preservação da biodiversidade como
uma preocupação atual e um dos indicadores mais importantes da sustentabilidade dos
ecossistemas. A presença destas áreas verdes proporciona um maior contacto entre os
3
habitantes locais e a natureza, e a uma melhoria do ambiente e da qualidade estética da
paisagem.
Desta forma, a presente dissertação tem por objetivo contribuir para o estudo da diversidade
biológica presente no concelho de Cascais, mais concretamente na freguesia de Parede/
Carcavelos, em dois espaços verdes urbanos e duas hortas comunitárias, tanto da flora como
da fauna.
Como objetivo final, pretende-se a realização de uma análise comparativa entre os dois tipos
de áreas verdes – espaços verdes urbanos e hortas comunitárias – avaliando qual dos dois
tipos de espaços apresenta e mais contribui para a biodiversidade presente nas áreas urbanas
da união das freguesias da Parede e Carcavelos.
1.3 Organização da dissertação
A presente dissertação encontra-se organizada em cinco capítulos.
No capítulo 1 dá-se a apresentação do tema, das questões e motivações que justificam a
elaboração da dissertação.
No capítulo 2 é efetuada a revisão bibliográfica abordando e descrevendo os conceitos centrais
que se encontram envolvidos no estudo pretendido, nomeadamente o conceito de
biodiversidade, conceito e constituição da estrutura ecológica e uma descrição sobre as
definições de espaço verde urbano e de horta comunitária, os tipos de espaço onde se irá
efetuar a recolha de informação relativa à diversidade biológica local. Para além da abordagem
aos principais conceitos, foram apresentadas as diversas metodologias de amostragem
correspondentes a cada classe de seres vivos tida em consideração na recolha de dados nos
espaços selecionados in loco.
No terceiro capítulo é apresentada a metodologia adotada para a recolha de dados
informativos das espécies presentes nas áreas de estudo, bem como a caraterização do
concelho e meio urbano em que estas áreas se encontram.
No capítulo 4 são apresentados os resultados relativos à diversidade presente nas quatro áreas
estudadas, nomeadamente as espécies de plantas e de fauna - as aves e os insetos.
Finalmente no capítulo 5 são registadas as conclusões finais relativamente aos objetivos
propostos, justificando devidamente qual dos dois tipos de espaço possui uma maior
biodiversidade. Adicionalmente são registadas algumas propostas para desenvolvimento
4
futuro, de forma a poder dar-se uma continuidade ao estudo efetuado na presente
dissertação.
5
Capítulo 2 - Enquadramento teórico
2.1 A biodiversidade nos ecossistemas
2.1.1 O conceito de biodiversidade
O conceito de diversidade biológica, ou simplesmente biodiversidade, é vulgarmente utilizado
para descrever o número e a variedade dos organismos vivos (ICNF, s.d.). Consiste na
variedade de formas de vida, as diferentes plantas, animais e microorganismos, os genes
constituintes e os ecossistemas por si formados (EPA, 2002). A biodiversidade define-se como
a variabilidade entre os organismos vivos presentes em ecossistemas terrestres, marinhos ou
outros corpos aquáticos, e dos complexos ecológicos nos quais são parte integrante
(Duraiappah & Naeem, 2005; ONU, 1992). A biodiversidade é, usualmente, considerada em
três vertentes: diversidade genética, diversidade de espécies e diversidade de ecossistemas
(EPA, 2002; ICNF, s.d.).
Embora Edward Osbourne Wilson tenha utilizado o termo “biodiversidade” pela primeira vez
em 1988, o conceito de diversidade biológica, o qual tem gerado um crescimento da
consciencialização e reconhecimento da importância na sua manutenção, foi desenvolvido
desde o século XIX e continua a ser muito utilizado (Colwell, 2009).
Numa perspetiva global, este termo de Wilson pode ser considerado como um sinónimo de
"Vida na Terra", resultado de mais de 3 mil milhões de anos de evolução (ICNF, s.d.). Segundo
o ICNF (s.d.), o número exato de espécies atualmente existentes é desconhecido e, até aos dias
de hoje, foram identificadas cerca de 1,7 milhões, numa altura em que as estimativas apontam
para um mínimo de 5 milhões e um máximo de 100 milhões. A biodiversidade engloba toda a
variedade de vida, em todos os níveis organizacionais, classificados por critérios de evolução
filogenética, e critérios funcionais e ecológicos (Colwell, 2009). A variação genética é uma forte
promotora da biodiversidade (Colwell, 2009). Portugal, graças à sua localização geográfica e
condicionantes geofísicas, possui uma grande diversidade biológica, sendo detentor de um
elevado número de espécies endémicas (ICNF, s.d.). As Figuras 2.1 representa exemplos da
biodiversidade em ecossistemas específicos.
6
Figura 2.1 - Exemplo de um ecossistema marinho, representando uma grande diversidade de espécies (Imperial College of London, 2013); exemplo de um ecossistema glacial apresentando uma diversidade de espécies reduzida (Center for Biological Diversity of Arizona, s.d).
Para além da sua contribuição direta com material necessário ao bem-estar e subsistência, a
biodiversidade proporciona inúmeros benefícios de caráter indireto para a comunidade
humana, a nível da segurança, resiliência, relações sociais, saúde, e da liberdade de ação e de
escolhas (Duraiappah & Naeem, 2005). O património natural constitui também um fator
importante de afirmação de uma identidade própria no contexto da diversidade europeia e
mundial, a par do património histórico e cultural que se encontram relacionados com esta
diversidade (ICNF, s.d.).
A biodiversidade é um conceito reconhecido como sendo de importância global, contudo as
espécies e habitats continuam, de uma maneira geral, submetidos a uma grande pressão de
influência humana, sejam em locais de caráter urbano, rural, ou natural/selvagem (Hill, et al.,
2005). A Figura 2.2 apresenta diversos exemplos de pressões de caráter urbano, prejudiciais
aos ecossistemas, causando inúmeros prejuízos nos recursos naturais e os seus benefícios para
a sociedade, também estes representados.
7
Figura 2.2 - Recursos naturais, os seus benefícios provenientes da diversidade nos ecossistemas e os potenciais
fatores que contribuem para a sua perda (Ohio State University, 2016; Union of concerned scientists, 2015; Oregon
State University, 2016; Agência Europeia do Ambiente, 2014; United Way of Northeast Mississipi, 2014; The Nature
Conservancy, 2016; Live Science, 2015; Georgofili world, 2015; American Chemical Society, 2016).
A biodiversidade tem decrescido em todo o mundo, resultante da atividade humana
(Ghorbani, et al., 2011). Principalmente no último quartel do século XX começou a gerar-se
uma preocupação ambiental, sendo que os principais problemas a nível ambiental passaram a
fazer parte do dia-a-dia dos decisores políticos, o que proporcionou um aumento gradual da
legislação ambiental e uma distribuição de responsabilidades entre governos e organizações
na conservação da biodiversidade (Hill, et al., 2005). O termo científico de biodiversidade,
ganhou, uns anos mais tarde, maior força no dia-a-dia das sociedades (Solan, 2004).
Com a atribuição e distribuição de tarefas e responsabilidades, as entidades atuam no sentido
de desenvolver ferramentas e estratégias para a conservação ambiental e da biodiversidade
numa forma sustentável e ambientalmente favorável (Hill, et al., 2005).
A ação destas entidades provém da urgência de prever e encerrar um ciclo de contínua
destruição de ecossistemas e espécies, sendo resultado do aumento exponencial da atividade
humana e sua influência e controlo sobre os ecossistemas e a paisagem (Hill, et al., 2005).
Apesar da extinção das espécies constituir uma parte natural do processo de evolução,
atualmente, e devido às atividades humanas, as espécies e os ecossistemas estão mais
ameaçados do que em qualquer outro período histórico (ICNF, s.d.).
No último século, parte da população mundial beneficiou da conversão de ecossistemas
naturais para ecossistemas dominados pelo homem, da exploração de recursos
8
proporcionados pela biodiversidade (Duraiappah & Naeem, 2005). A espécie humana depende
da diversidade biológica para a sua própria sobrevivência, dado que pelo menos 40% da
economia mundial e 80% das necessidades dos povos dependem dos recursos biológicos
(ICNF, s.d.).
Naturalmente, a intensificação da atividade humana gera um grande aumento da “pegada
ecológica” por parte da nossa espécie, resultante de atividades diversas como a
desflorestação, a extração de recursos, a construção de edifícios, construção de redes
rodoviárias, a geração de energia através de combustíveis fósseis, entre muitos outros aspetos
(Hill, et al., 2005). Os grandes problemas relacionados com a perda da biodiversidade
prendem-se com o crescimento exponencial da população mundial, a intensificação da
produção agrícola e o desenvolvimento industrial, tendo estes dois últimos factos resultado
precisamente do aumento populacional, de forma a poder satisfazer as necessidades do
grande número de seres humanos presentes no planeta (Hill, et al., 2005).
A perda de diversidade ocorre tanto nas florestas tropicais (onde estão presentes 50 a 90% das
espécies já identificadas), como nos rios, lagos, desertos, florestas mediterrânicas, montanhas
e ilhas (ICNF, s.d.). As estimativas mais recentes prevêm que, devido às taxas de desflorestação
atuais, 2 a 8% das espécies que vivem na Terra venham a desaparecer nos próximos 25 anos
(ICNF, s.d.). Desta forma, requer-se, no âmbito da preservação da diversidade biológica, a
proteção direta e in situ dos ecossistemas, habitats e da paisagem, e não somente uma gestão
do aumento do número de espécies em vias de extinção (Scott, et al., 1989).
As extinções poderão ter profundas implicações no desenvolvimento económico e social, para
além de serem consideradas uma tragédia ambiental (ICNF, s.d.). Quanto maior for a
diversidade biológica, maiores serão as oportunidades para descobertas no âmbito da
medicina, da alimentação saudável, do desenvolvimento económico e de serem encontradas
respostas adaptativas às alterações ambientais (ICNF, s.d.). Para tal, é urgente a adoção de
políticas e medidas que reduzam a exploração e consumo desenfreado de recursos e que
apostem na sustentabilidade da utilização de recursos. A utilização sustentável refere-se ao
uso de componentes da biodiversidade, numa forma e velocidade adequada, que não ponha
em causa a riqueza biológica a longo prazo, mas que mantenha o potencial necessário, com
fim a satisfazer as necessidades das gerações presentes e das gerações futuras (ONU, 1992). A
manutenção da variedade da vida é então encarada como uma medida de segurança e de
estabilidade do planeta (ICNF, s.d.).
9
Convenções e declarações internacionais
A conservação da diversidade biológica e a utilização sustentável dos seus componentes não é
um tema novo nas agendas diplomáticas (ICNF, s.d.). Esta relação foi realçada pela primeira
vez em em 1972, durante a Conferência das Nações Unidas sobre Ambiente Humano, em
Estocolmo (Handl, 2012). Na sequência deste evento deu-se a primeira sessão do Conselho
Governamental para o novo Programa das Nações Unidas para o Ambiente (PNUA) no ano
seguinte, identificando a "conservação da natureza, da vida selvagem e dos recursos
genéticos" como uma área prioritária (ICNF, s.d.).
A Convenção de Berna, celebrada em 1979, teve uma grande influência no desenvolvimento
da legislação europeia, no que à conservação da natureza diz respeito (Hill, et al., 2005). A
convenção teve como principais objetivos a conservação da flora e fauna de caráter selvagem
e respetivos habitats, a promoção da cooperação entre estados e dar importância às espécies
mais vulneráveis e em risco de extinção (Hill, et al., 2005). A realização da conferência de
Berna motivou uma resposta, baseada na criação de leis (diretivas) na então Comunidade
Económica Europeia (CEE), como a Diretiva europeia das Aves e a Diretiva de Habitats (Hill, et
al., 2005).
A Diretiva Aves, também nomeada por Diretiva 79/409/CEE, tem por fim promover a proteção,
a gestão e controlo da avifauna em locais naturais, sob uma variedade de mecanismos
adequadamente definidos, focando principalmente as espécies mais vulneráveis às mudanças
no seu meio envolvente, ou em risco de extinção. Com esta diretiva estabeleceu-se uma rede
coordenada de zonas de proteção especial (ZPE) à escala da agora União Europeia (UE), a qual
é mantida sob o controlo do respetivo Estado-Membro, que toma as devidas ações que evitem
a destruição das espécies (Hill, et al., 2005). A Diretiva 92/43/CEE, Diretiva da Conservação de
Habitats Naturais, mais conhecida simplesmente como a Diretiva Habitats, constitui também
uma resposta à Convenção de Berna, com o objetivo de contribuir para a manutenção dos
índices de biodiversidade através da implementação de orientações estratégicas e
consequentes medidas de conservação dos habitats, permitindo a proteção da flora e fauna
selvagem em territórios correspondentes à UE (Hill, et al., 2005).
Em 1992, decorreu a segunda convenção internacional para o ambiente e desenvolvimento no
Rio de Janeiro e a assinatura da declaração desta convenção por parte de diversos estados
(Handl, 2012). Paralelamente a esta convenção, oficialmente intitulada de Conferência
Internacional para o Ambiente e Desenvolvimento, do Rio de Janeiro, celebrou-se outra
convenção – Convenção sobre a Diversidade Biológica (CDB). Esta convenção teve como
10
propósito demonstrar a realidade relativa à exploração excessiva dos recursos naturais.
Adicionalmente teve como objetivo assegurar a cooperação entre os estados comprometidos
em estabelecer estratégias, instrumentos planos e programas, que fomentem a utilização
sustentável das componentes da biodiversidade, a partilha equilibrada e equitativa dos seus
benefícios na sociedade, o acesso apropriado aos recursos e dos meios tecnológicos e de
transporte adequados, limpos e sustentáveis (ONU, 1992; ICNF, s.d.). Embora o termo
“diversidade biológica” tenha apenas surgido como um problema ambiental na década de 80
do século XX, foi a Conferência para o Ambiente e Desenvolvimento, no Rio de Janeiro, que o
colocou no centro das atenções dos cientistas, decisores políticos e da imprensa (Solan, 2004).
A conservação da diversidade biológica deixou de ser encarada apenas em termos de proteção
das espécies ou dos ecossistemas ameaçados, tendo-se introduzido, após a CDB, uma nova
forma de abordagem ao reconciliar a necessidade de conservação com a preocupação do
desenvolvimento, baseada em considerações de igualdade e partilha de responsabilidades
(ICNF, s.d.). Reconhecendo a importância da conservação da diversidade biológica, Portugal
ratificou a Convenção da Diversidade Biológica, através do Decreto n.º 21/93, de 21 de junho,
tendo entrado em vigor a 21 de março de 1994 (ICNF, s.d.). Desta forma, a implementação da
CDB em Portugal foi assegurada pela Resolução do Conselho de Ministros n.º 41/99 de 17 de
maio, estando o nosso país comprometido a atuar de acordo com as seguintes normas:
Diretiva Aves e Diretiva Habitats consagradas pelo Decreto-lei n.º 140/99 de 24 de
abril, transpostas das Diretivas Comunitárias 79/409/CEE e 92/43/CEE, para a
legislação nacional (Decreto-Lei n.o 140/99 de 24 de abril);
Rede Natura 2000 que resulta da implementação das Diretivas Aves e Habitats
(incluindo as ZPE) (Decreto-Lei n. o 140/99 de 24 de abril);
CITES, Convenção sobre o Comércio Internacional de Espécies da Fauna e da Flora
Selvagem Ameaçadas de Extinção, que tem por objetivo assegurar que o comércio de
animais e plantas não ponha em risco a sua sobrevivência no estado selvagem
(Decreto-lei n.o 114/90 de 5 de abril).
Desta forma, reconhece-se a conservação da diversidade biológica como uma preocupação e
prioridade global, e que a redução desta diversidade dificulta o desenvolvimento económico e
social e as necessidades das sociedades em todo o planeta (ICNF, s.d.).
11
2.1.2 Os serviços e funções dos ecossistemas
Nos ecossistemas verifica-se a existência de um conjunto de espécies que interagem, direta ou
indiretamente, numa dada região, conjuntamente com os fatores físico-químicos do meio
envolvente – a luz, temperatura e a salinidade (Pinto, et al., 2010). Os ecossistemas são muito
diversos. Ecossistemas como a floresta Amazónica possuem um elevadíssimo número de
espécies (Pinto, et al., 2010). Por outro lado, observam-se ecossistemas, como as fontes
hidrotermais, com um número muito mais reduzido de espécies (Pinto, et al., 2010). A
biodiversidade do planeta abrange, uma grande diversidade de ecossistemas, com estruturas e
funções muito variadas (ICNF, 2015). Graças à diversidade biológica, os ecossistemas têm
capacidade e potencial de gerar serviços de natureza que se traduzem em bens materiais e
imateriais (ICNF, 2015).
Os serviços dos ecossistemas são definidos como um conjunto de processos que decorrem do
ambiente natural, que podem traduzir-se em inúmeros benefícios para o homem (Cardinale, et
al., 2012; Speak, s.d.). Tais serviços são alvo de procura pelas comunidades humanas, com vista
à promoção do desenvolvimento económico, a nutrição equilibrada, o acesso a água potável,
ar limpo e ainda o desenvolvimento de setores como a ciência, sendo geradores de benefícios
para estas comunidades e setores, cobrindo as diversas dimensões do bem-estar e felicidade
humana (ICNF, 2015). Estes serviços, alguns deles representados na Figura 2.3, tratam-se de
contribuições, tanto diretas como indiretas, dos ecossistemas, com vista à prosperidade
económica, bem-estar, qualidade de vida e sobrevivência do ser humano (AEA, 2015; Müller,
et al., 2015; Pinto, et al., 2010).
12
Nos últimos 25 anos, investigadores desenvolveram estudos complexos, com o objetivo de
compreender, de modo rigoroso, os serviços que os ecossistemas naturais e ecossistemas
modificados fornecem à sociedade, clarificando a sua formação e importância no planeta
(Cardinale, et al., 2012; Biala, et al., 2011).
A composição de espécies é tão ou mais importante que a riqueza de espécies, no que diz
respeito aos serviços de ecossistemas (Duraiappah & Naeem, 2005). O funcionamento
ecossistémico e, consequentemente os serviços, são em qualquer altura influenciados pelas
caraterísticas ecológicas das espécies mais abundantes e não pelo número de espécies
presentes (Duraiappah & Naeem, 2005; Cardinale, et al., 2012). A importância de uma espécie
para o ecossistema e seu funcionamento é determinada pelas suas caraterísticas funcionais e
pela sua abundância relativa (Duraiappah & Naeem, 2005; Cardinale, et al., 2012).
Os serviços prestados pelos ecossistemas podem ser divididos em quatro tipos, representados
na Figura 2.4 (AEA, 2015; Speak, s.d.):
Serviços de suporte ou habitat;
Serviços de aprovisionamento;
Serviços de regulação;
Serviços culturais.
Figura 2.3 - Os benefícios criados pelos serviços dos ecossistemas e os agentes que limitam a produção natural destes serviços (Canadian Natural, 2016; Soil Science Society of America, 2016; Iowa State University, 2016; Commonwealth of Massachusets, 2014; Reuters, 2016; Royal Society for the Protection of Birds, s.d.; Universidade de Oxford, 2016; European Envirionment Agency, 2015; NASA, 2016).
13
Figura 2.4 - Os tipos e respetivos exemplos de serviços dos ecossistemas (adaptado de IFOAM, 2016).
Serviços de suporte
Os serviços de suporte incluem a prestação de serviços imateriais como a formação do solo, a
fotossíntese, o ciclo de nutrientes e o fornecimento de habitats, sendo cruciais para o
desempenho de todos os tipos de serviços (Biala, et al., 2011; Duraiappah & Naeem, 2005;
Speak, s.d.). Outros exemplos de serviços de suporte são a produtividade primária, que
consiste na produção de matéria inorgânica em tecidos, pelas plantas, através da utilização de
luz solar e o ciclo de nutrientes, que se baseia em processos de captura de nutrientes, que
depois são libertados e recapturados (Cardinale, et al., 2012). Finalmente refira-se também os
serviços e processo da decomposição, um processo no qual os resíduos orgânicos como os
cadáveres de plantas e animais são decompostos, sendo os nutrientes nestes retidos
disponibilizados (Cardinale, et al., 2012).
A relação entre a diversidade biológica e os serviços de suporte dos ecossistemas depende da
composição, abundância relativa e da diversidade funcional (Duraiappah & Naeem, 2005). Se a
diversidade for baixa no interior de um ecossistema, os serviços de suporte reduzem de
intensidade, tornando o ecossistema menos estável e mais pobre em recursos naturais
(Duraiappah & Naeem, 2005).
14
Serviços de aprovisionamento
Os serviços de aprovisionamento incluem a produção de recursos naturais essenciais com
benefício direto para o ser humano, dos quais é comum a atribuição de um valor monetário
(Biala, et al., 2011; AEA, 2015). Nos sistemas florestais os recursos são extraídos do meio e
posteriormente transformados e utilizados pelo homem, nomeadamente os alimentos em
geral, a produção de madeira de espécies arbóreas e arbustivas, plantas com fins medicinais, o
fornecimento de biocombustível, entre outros (Cardinale, et al., 2012; ICNF, 2015; Biala, et al.,
2011; Duraiappah & Naeem, 2005; Speak, s.d.).
Os sistemas agrícolas ou agrossistemas proporcionam bens diários, não só a alimentação, mas
também matérias primas e fibras naturais (Müller, et al., 2015; ICNF, 2015). Os
agroecossistemas na Europa detêm um valor económico total anual de cerca de 150 mil
milhões de dólares (AEA, 2015). A produção de madeira em 2007 foi de 728 milhões de m3,
perfazendo cerca de 33,8% da produção global (AEA, 2015). A agricultura representa,
atualmente, o suporte de vida mais valioso (Müller, et al., 2015). Uma em cada três pessoas da
população ativa mundial dedica-se ao setor primário, traduzindo-se, em números, num total
de 1,3 mil milhões de pessoas, e no principal meio de subsistência de 70% da população rural e
mundial (Müller, et al., 2015).
Os ecossistemas dulçaquícolas (de água doce) fornecem também serviços de
aprovisionamento, como o acesso a água doce e a pesca (AEA, 2015).
Serviços de regulação
Os serviços de regulação são definidos como sendo os benefícios obtidos pela regulação dos
processos dos ecossistemas, que apoiam na manutenção e conservação de habitats (AEA,
2015). Desta forma, são considerados como sendo muito valiosos, no entanto não lhes é
normalmente atribuído um valor monetário (Biala, et al., 2011). Entre os serviços de regulação
encontram-se os processos de regulação climática e de desastres naturais, entre os quais se
destaca a purificação de água e do ar, gestão de resíduos, polinização, e o controlo de pragas,
pestes e doenças (AEA, 2015; ICNF, 2015; Cardinale, et al., 2012; Speak, s.d.). Segundo Biala et
al. (2011), estes tipos de serviços desempenham outras funções igualmente vitais à
sobrevivência do homem, sendo estes o sequestro de carbono, e a proteção contra cheias,
tempestades e deslizamentos de terras.
As florestas e pantanais são de vital importância para a regulação climática (AEA, 2015). Nas
florestas, as espécies arbóreas constituem fontes indispensáveis para o desempenho de
15
serviços naturais de regulação (Speak, s.d.). Desta maneira, os ecossistemas florestais são
fortes contribuidores para o sequestro de carbono da atmosfera, regulação da erosão e para a
purificação da água e do ar (AEA, 2015; Cardinale, et al., 2012). Por outro lado, as florestas e os
pantanais, conjuntamente com sistemas aquáticos como os rios e lagos, regulam a quantidade
e qualidade das águas interiores (AEA, 2015).
Os ecossistemas marinhos constituem também fortes contribuidores para a purificação de
água, através da remoção de nutrientes e outros poluentes químicos, ou da redução de cargas
de pragas prejudiciais (Cardinale, et al., 2012). Refira-se, como exemplo, as algas, cuja
diversidade de espécies e genética contribuem para a remoção de substâncias poluentes nas
águas, e ainda a diversidade de organismos que se alimentam por filtragem de organismos
patogénicos presentes na água (Cardinale, et al., 2012). A regulação de pragas é um serviço de
regulação chave em agroecossistemas, matagais e matos (AEA, 2015).
Um outro serviço de regulação de fulcral importância, prestado em ecossistemas como as
florestas, sistemas agrícolas, matagais, matos e prados é a polinização (AEA, 2015). A
polinização é um serviço de ecossistemas, desempenhado por diversos seres vivos
polinizadores e essencial para a produção de uma grande parte de culturas alimentares em
todo o mundo (Cardinale, et al., 2012). Cerca de 75% das culturas mundiais de plantas, bem
como muitas outras plantas com propriedades farmacêuticas dependem da polinização de
seres vivos, tendo um valor económico total e anual das culturas polinizadas por insetos de,
aproximadamente, 15 mil milhões de dólares (AEA, 2015). Os serviços de polinização são um
fator crítico para a produção de uma porção muito considerável de frutos, vegetais, vitaminas
e minerais indispensáveis para a dieta humana (Duraiappah & Naeem, 2005). Cerca de 30%
dos frutos, 7% dos vegetais e 48% de frutos secos produzidos na UE dependem essencialmente
dos agentes polinizadores (AEA, 2015).
Também a preservação do número, tipo e abundância relativa de espécies residentes num
determinado ecossistema pode contribuir de forma considerável para a resistência à invasão
por parte de espécies exóticas numa vasta gama de ecossistemas naturais e seminaturais,
evitando, na medida do possível, eventuais distúrbios no funcionamento dos ecossistemas
(Duraiappah & Naeem, 2005).
Serviços culturais
Os serviços culturais prestados pelos escossistemas baseiam-se em benefícios imateriais e não
consumíveis que o ser humano obtém através de ecossistemas, ou seja, não existe uma
16
extração física de recursos pelo homem (AEA, 2015; Biala, et al., 2011). Entre os serviços
culturais incluem-se as atividades recreativas, o ecoturismo, educação e atividades científicas e
culturais, os valores estéticos e paisagísticos e ainda o enriquecimento e compromissos
espirituais e religiosos (Cardinale, et al., 2012; AEA, 2015; Biala, et al., 2011; Duraiappah &
Naeem, 2005). Tais valores culturais provém de processos desempenhados em ecossistemas
como os prados, florestas, pantanais, matagais, matos, lagos e rios (AEA, 2015).
As funções dos ecossistemas controlam os fluxos de energia, nutrientes e matéria
orgânica num determinado meio (Cardinale, et al., 2012). A biodiversidade e os serviços dos
ecossistemas dão, assim, um contributo indispensável para o bem-estar da humanidade e
garantem a subsistência da espécie humana, sendo essenciais para reduzir a pobreza e atingir
os diversos objetivos de desenvolvimento (Pinto, et al., 2010). O bom funcionamento dos
ecossistemas e os serviços que estes prestam à humanidade dependem da gestão da
biodiversidade que os compõem (Pinto, et al., 2010).
Entretanto, vários estudos demonstram que a biodiversidade está a perder-se de forma
acelerada e irreversível, e considera-se que muitos serviços prestados pelos ecossistemas
estão a diminuir (Pinto, et al., 2010; Speak, s.d.). Os ecossistemas vão-se degradando com o
passar do tempo, enquanto que a procura pelos seus serviços naturais aumenta, fruto do
crescimento populacional (Liu, 2005). Esta realidade tem um grande impacte negativo no
desenvolvimento sustentável (Liu, 2005). Segundo a Comissão Europeia (CE) (2011), cerca de
30% do território da UE considera-se já como estando moderada ou altamente fragmentado.
Atualmente, cerca de 25% das espécies de fauna da Europa encontram-se em risco de extinção
(CE, 2011).
No que se refere às perdas da biodiversiadade, tem-se como exemplo os impactes da redução
da polinização na agricultura, um serviço de extrema importância, principalmente numa época
em que se verifica o decréscimo dos agentes polinizadores a um nível global (Speak, s.d.). O
decréscimo destes agentes polinizadores, especialmente as abelhas, poderá potenciar
consequências desastrosas na produção agrícola (Speak, s.d.). A extensão das alterações das
funções dos ecossistemas após a extinção de uma ou mais espécies dependerá das espécies e
respetivas caraterísticas biológicas e funcionais (Cardinale, et al., 2012).
Os fatores diretos que mais contribuem para a perda da biodiversidade e da redução de
serviços nos ecossistemas são as alterações de habitat (Duraiappah & Naeem, 2005). As
alterações climáticas (AC), a invasão de espécies exóticas, a poluição e a sobreexploração de
17
recursos naturais dos ecossistemas correspondem a outros fatores que conduzem à perda de
biodiversidade e redução de serviços dos ecossistemas (Duraiappah & Naeem, 2005).
No século XX, a população mundial beneficiou da conversão de ecossistemas naturais em
ecossistemas dominados pelo homem e da exploração de recursos, para a produção de bens
materiais (Duraiappah & Naeem, 2005). Esta exploração de recursos foi realizada com custos
elevados no que diz respeito à perda da biodiversidade e à degradação de inúmeros serviços
(Duraiappah & Naeem, 2005). É urgente a redução da exploração de recursos naturais na
Europa e também nos restantes continentes (CE, 2011). No território e águas da UE,
consomem-se atualmente mais do dobro do que a terra e o mar conseguem devolver em
termos de recursos naturais (CE, 2011). Os prejuízos causados, não só a nível europeu, mas
também a nível mundial, poderão originar externalidades negativas, conduzindo, a posteriori,
à pobreza de certos povos (Duraiappah & Naeem, 2005). Uma externalidade refere-se a um ou
mais impactes de uma transação ou atividade desenvolvida por uma certa entidade singular ou
coletiva a uma outra entidade, causando danos a uma entidade terceira, com a qual não foi
celebrado qualquer acordo para a realização da transação ou atividade propriamente dita
(Müller, et al., 2015). Eventuais impactes gerados em entidades terceiras poderão traduzir-se
em benefícios ou externalidades positivas, ou em custos, ou seja, o desencadeamento de uma
externalidade negativa (Müller, et al., 2015). Atividades como a pesca, a agricultura e a
silvicultura, nos últimos tempos, desencadearam perdas na biodiversidade mundial
(Duraiappah & Naeem, 2005). Estas três atividades foram o principal sustento no
desenvolvimento de estratégias nacionais com vista a aumentar o crescimento económico
(Duraiappah & Naeem, 2005). A produção alimentar representa cerca de 70% das perdas de
biodiversidade, e a agricultura é a maior contribuidora para a perda da diversidade genética
em locais de variedades de culturas ou de criação de gado (Müller, et al., 2015).
Conclusivamente, urge proceder a uma avaliação dos serviços prestados pelos ecossistemas,
no sentido de criar medidas estratégicas para a conservação destes locais e para uma melhoria
da prestação dos respetivos serviços, de forma a que a capacidade e potencial dos
ecossistemas na produção de recursos e serviços possa pelo menos igualar a procura de
recursos por parte do homem (Speak, s.d.; Pinto, et al., 2010).
Nos últimos 25 anos foram feitos progressos marcantes no entendimento de como as perdas
de biodiversidade afetam o funcionamento dos ecossistemas e, consequentemente, a
sociedade (Cardinale, et al., 2012). Após a Conferência para o Ambiente e Desenvolvimento do
Rio de Janeiro em 1992, gerou-se um aumento de interesse e preocupação em compreender
18
como a perda de biodiversidade pode afetar a dinâmica e o funcionamento dos ecossistemas e
o abastecimento de bens e serviços (Cardinale, et al., 2012).
Em 2011, a CE adotou uma nova estratégia para travar ou minimizar as perdas de
biodiversidade e melhorar o estado dos ecossistemas e respetivos serviços, habitats e espécies
nativas da UE, até ao ano de 2020 (CE, 2011; ICNF, 2015). A estratégia tem ainda como fim
assegurar que no ano de 2020 os ecossistemas sejam resilientes e que continuem a fornecer
serviços essenciais, garantindo a diversidade a nível global, a partilha equilibrada de recursos e
a redução ou mesmo a erradicação da pobreza (ICNF, 2015). A estratégia consiste em seis
medidas gerais (CE, 2011):
1. A implementação total da legislação europeia;
2. Melhoria da proteção e restauro de ecossistemas e respetivos serviços naturais, e
uma maior utilização de infraestruturas verdes;
3. Práticas mais sustentáveis de agricultura e silvicultura;
4. Melhoria na gestão das reservas de peixe e atividades pescatórias mais
sustentáveis;
5. Controlo mais rigoroso das espécies exóticas;
6. Uma maior contribuição da UE na prevenção e minimização das perdas de
biodiversidade.
No caso de Portugal, a avaliação dos ecossistemas são hoje uma área prioritária no
compromisso para o crescimento verde elaborado pela Comissão da Reforma da Fiscalidade
Verde, consequentemente adoptado em 2015 pelo Governo português, e um objetivo de
política inscrito na revisão da Estratégia Nacional de Conservação da Natureza e da
Biodiversidade (ICNF, 2015).
De acordo com Duraiappah & Naeem (2005), as alterações na diversidade biológica
decorreram a uma maior velocidade nos últimos 60 anos do que em qualquer outra altura
desde o aparecimento da espécie humana. Segundo algumas projeções, prevê-se a
continuidade destas alterações ou até mesmo a sua aceleração (Duraiappah & Naeem, 2005).
Se os ecossistemas são bem geridos, estes poderão reduzir riscos e fragilidades, enquanto os
ecossistemas mais pobres em recursos e serviços podem provocar distúrbios ambientais e
catástrofes, nomeadamente o aparecimento de doenças, cheias, aridez e o empobrecimento
19
no rendimento de culturas, originando um aumento dos riscos e fragilidades ambientais no
ecossistema (Liu, 2005).
2.1.3 A biodiversidade no meio urbano
As cidades em geral constituem a residência de mais de metade da população mundial e são
responsáveis pela pegada ecológica mundial, disproporcionalmente grande, o que ameaça de
forma clara a saúde e a conservação dos ecossistemas (ONU, 2010; McDonnell & Hahs, 2013).
Cerca de um século após o aparecimento do conceito de ecologia, a população mundial
aumentou em cerca de 2 mil milhões de habitantes (McDonnell & Hahs, 2013). O crescimento
da população urbana em países ainda em desenvolvimento é extremamente veloz (Chen &
Jim, 2010). A China em 2014 teve uma população urbana com cerca de 758 milhões de
habitantes, estimando-se um aumento da sua população para um valor superior a mil milhões
de habitantes em 2050 (ONU, 2014; Chen & Jim, 2010). No mesmo país, a migração da
população de áreas rurais para as cidades é de 12 milhões de pessoas por ano (Chen & Jim,
2010). O crescimento de cidades e vilas em todo o mundo acelerou rapidamente, de maneira a
poder alojar grande parte da população mundial que atualmente atinge, aproximadamente,
7,5 milhões de pessoas (Worldometers, 2016). Entre 1990 e 2000 nos EUA, mais de 1,4
milhões de hectares associados a zonas rurais adjacentes a áreas urbanas, foram destruídas,
em resultado da expansão e desenvolvimento urbano (McDonnell & Hahs, 2013). As áreas
urbanas consistem em paisagens altamente modificadas pela ação do homem, sendo, tal como
os sistemas agrícolas e indústrias, responsáveis pelas mudanças ambientais que se verificam
em todo o mundo, nos dias de hoje (McDonnell & Hahs, 2013).
Embora as cidades ocupem somente cerca de 2% da superfície da Terra, os seus habitantes
utilizam um total de 75% dos recursos naturais (PNUA, 2005). À medida que as cidades
crescem, a natureza nos respetivos interiores degrada-se devido à destruição dos habitats,
dando lugar à construção de mais edifícios (Chen & Jim, 2010). A urbanização da paisagem
provoca claros distúrbios na biodiversidade e fragmenta o ambiente natural gradualmente,
alterando por completo o aspeto estético e os seus processos ecológicos (Cabral, et al., 2012;
Chen & Jim, 2010). Estudos acerca da pegada ecológica causada pelas cidades demonstram
que estas afetam uma área geográfica muito superior à sua própria área de superfície (PNUA,
2005). A pegada ecológica gerada nestas “ilhas urbanas” contribui significativamente para a
perda de biodiversidade, tanto a um nível local como a um nível mais global (PNUA, 2005).
Geralmente, as cidades levam a cabo a exploração e consumo desenfreados dos recursos
naturais de ecossistemas circundantes, a fim de produzir bens e serviços, no sentido de
20
satisfazer as necessidades das populações (PNUA, 2005). No entanto, se saudáveis, estes
ecossistemas e a sua diversidade biológica são vitais para o funcionamento e dinâmica das
cidades (PNUA, 2005). A exploração irracional de recursos naturais efetuadas pelo homem
produz efeitos nefastos à própria saúde e bem-estar dos cidadãos e comprometem os
benefícios de que dispõem em redor da sua localização (PNUA, 2005). Dando como exemplo a
capital queniana, Nairobi, a procura desenfreada de carvão vegetal em áreas adjacentes tem
causado uma grande perturbação, principalmente no Parque Nacional de Aberdare, uma área
legalmente protegida, que desempenha um papel crucial para o sistema de captação e
purificação de água da cidade (PNUA, 2005). As consequências ecológicas da expansão urbana
incluem alterações na distribuição, abundância e composição das espécies de plantas e
animais, na extinção de várias espécies nativas e na introdução de novas espécies nos
ecossistemas urbanos (McDonnell & Hahs, 2013).
A presença reduzida de vegetação e de fauna nos ambientes urbanos causam inúmeros
impactes nos cidadãos locais, levando a uma redução da conexão entre o ser humano e a
natureza (McDonnell & Hahs, 2013). É já uma evidência o facto da presença de vegetação e de
espaços verdes e públicos contribuem positivamente para a saúde do ser humano, bem como
para o seu bem-estar (McDonnell & Hahs, 2013; PNUA, 2005). A biodiversidade que ocorre na
cidade, em particular nos espaços verdes das cidades, providencia um conjunto essencial de
serviços ecossistémicos ao ser humano, tais como a regulação do clima local, a infiltração das
águas pluviais e a proteção de cheias, a purificação do ar, e o recreio (Cabral, et al., 2012). Os
ecossistemas saudáveis fornecem uma vasta variedade de serviços essenciais à
sustentabilidade económica e social (PNUA, 2005).
Gerou-se nos últimos anos uma maior preocupação, consciencialização e reconhecimento
sobre a importância da conservação da natureza nos habitats urbanos, em combinação com a
procura de benefícios recreacionais, espirituais, culturais, educacionais e de lazer (Chen & Jim,
2010). O reconhecimento da importância dos serviços prestados pelos ecossistemas fez com
que a conservação da biodiversidade se tornasse uma necessidade (Cabral, et al., 2012).
As cidades desempenham um papel fundamental nos esforços globais que atuam no sentido
de proteger e gerir da melhor forma a biodiversidade e os ecossistemas, pois parte desta
diversidade concentra-se nas vilas e cidades (PNUA, 2005; McDonnell & Hahs, 2013). Tal como
a pegada ecológica desencadeada por uma cidade induz impactes negativos para além da
periferia das cidades, algumas ações urbanas podem proporcionar impactes positivos vastos
(PNUA, 2005).
21
As autoridades locais podem contrariar os cenários negativos, através do desenvolvimento de
estratégias que dêem origem a alterações positivas na biodiversidade urbana e zonas
adjacentes (ONU, 2010). Ao realizar uma abordagem mais ativa na gestão e melhoria da
biodiversidade urbana, torna-se possível reverter as tendências de deterioração ambiental
dentro das cidades e potenciar a sua saúde e resiliência, tanto para a população como para a
biodiversidade (McDonnell & Hahs, 2013).
O plano de ação de governos e outras autoridades regionais e locais para a biodiversidade e no
âmbito da Convenção da Diversidade Biológica (CDB) adotada em 2010, em Nagoya, no Japão,
tem como objetivo o apoio aos políticos e seus parceiros, e outras autoridades locais na
implementação do plano estratégico para a Biodiversidade desde 2011 a 2020, seguindo os
seguintes princípios (ONU, 2010):
O aumento da colaboração entre autoridades e governos regionais e/ou locais na
implementação de estratégias de biodiversidade nacional e de planos de ação, no
plano estratégico para a biodiversidade entre 2011 e 2020, nas metas a atingir no ano
de 2020 e nos programas de trabalho nos termos definidos pela CDB;
A melhoria na coordenação e troca de informações adquiridas entre partidos na CDB e
organizações mundiais e regionais;
Identificação, melhoria e disseminação de ferramentas políticas, linhas orientadoras e
programas que facilitem o desenvolvimento de ações locais na biodiversidade;
Reforço da capacidade das autoridades locais, para que auxiliem os respetivos
governos nacionais na implementação das estratégias e medidas em vigor na CDB;
Desenvolvimento de programas de biodiversidade relativos à consciencialização e
cuidados a ter em conta, por parte dos residentes locais, empresas, administrações
locais e organizações não governamentais (ONG), que estejam em conformidade com
as estratégias de sensibilização pública.
Em 2002 as Partes da Convenção da Diversidade Biológica (CBD) comprometeram-se a reduzir
o ritmo da perda da biodiversidade até o ano de 2010 (Cabral, et al., 2012). No entanto o
objetivo não foi alcançado e a velocidade da perda da biodiversidade é a mais rápida já
observada, revelando uma inadequabilidade das políticas adotadas e uma lacuna entre as
pressões sobre a biodiversidade e as respostas para a sua mitigação cada vez maior, com o
decorrer do tempo (Cabral, et al., 2012).
22
A biodiversidade e os ecossistemas necessitam de ser valorizados e geridos como parte do
conjunto de infraestruturas das cidades e de ser integradas em todos os aspetos nas
governâncias locais, nomeadamente no planeamento financeiro e do ordenamento do
território, nos transportes, mecanismos de incentivos económicos e de mercado, no
desenvolvimento de infraestruturas e promoção de serviços (ONU, 2010). As cidades deverão
(ONU, 2010):
1. Gerir o ambiente urbano de forma a beneficiar a integração da biodiversidade;
2. Implementar um planeamento estratégico regional e das cidades, com vista à redução
da expansão urbana;
3. Gerir a conservação da paisagem local;
4. Gerir a agricultura urbana e implementar ligações a mercados;
5. Facilitar o consumo sustentável de recursos que geram impactes na biodiversidade;
6. Estabelecer parcerias sinergéticas com os respetivos governos e com o setor privado;
7. Aumentar a consciencialização dos cidadãos acerca da importância e dos cuidados a
ter com a biodiversidade.
As ligações entre cidades permitem uma dinamização na transmissão e partilha de
conhecimentos e informações acerca da biodiversidade urbana (PNUA, 2005). A conservação
biológica nos centros urbanos constitui um desafio ambiental chave para os decisores políticos
locais (Chen & Jim, 2010). A participação em redes internacionais entre cidades em
associações como as Cidades Unidas e Governância Local (CUGL) (com o termo inglês de
“United Cities and Local Governance” (UCLG)), União Internacional de Conservação da
Natureza (UICN) ou o Conselho Internacional para as Iniciativas Ambientais Locais (CIIAL)
(International Council for Local and Environment Initiatives (ICLEI)), permite uma influência a
nível global nas decisões políticas nas cidades (PNUA, 2005; ONU, 2010; McDonnell & Hahs,
2013).
Ao conetar as atividades urbanas à proteção dos ecossistemas e conservação da
biodiversidade, as cidades podem dar vários tipos de apoio (PNUA, 2005). A organização Fundo
Mundial para o Ambiente (FMA) (Global Environment Facility (GEF)) por exemplo, tem como
objetivo apoiar, em termos financeiros, o desenvolvimento de projetos de países, os quais
definem orientações estratégicas e medidas para a proteção ambiental, em ações que incluem
o apoio à conservação e ao uso sustentável da diversidade biológica e da partilha justa e
equilibrada dos benefícios que esta diversidade proporciona (PNUA, 2005). As cidades, em
cooperação com os respetivos governos nacionais têm a oportunidade de adquirir apoio em
23
organizações como o FMA, para o estabelecimento de medidas que proporcionem impactes
benéficos à biodiversidade local, e consequentemente a um longo prazo, à biodiversidade
global (PNUA, 2005).
Os cidadãos e residentes locais têm também um papel importante na conservação da
biodiversidade urbana (Chen & Jim, 2010). O sucesso das estratégias da conservação da
natureza depende muito da forma como as próprias estratégias são incorporadas no contexto
social e da forma como as ações políticas e comportamentos dos cidadãos são concretizados
(Chen & Jim, 2010). Existem diversas oportunidades para envolver e educar um vasto conjunto
de pessoas, no interior de uma pequena parcela geográfica, e criar apoios para iniciativas mais
ecológicas, nomeadamente nos comportamentos de consumo, comportamentos individuais e
no ativismo (McDonnell & Hahs, 2013). Os cidadãos podem ter um papel fundamental através
das seguintes funções (ONU, 2010):
Obtenção de informação sobre a biodiversidade da cidade onde habitam;
A compreensão dos fatores responsáveis para a perda da biodiversidade;
A redução do uso da energia dos combustíveis fósseis, do consumo, a reutilização de
materiais e a reciclagem de resíduos;
Evitar o uso de produtos nocivos para o ambiente;
A promoção de sistemas produtivos e ambientalmente responsáveis;
A comunicação do valor e da importância da biodiversidade;
A participação em atividades que envolvam a conservação da biodiversidade;
Aderir a organizações nacionais e internacionais de biodiversidade.
Nos passados 25 anos os ecologistas urbanos têm estudado os padrões da biodiversidade nas
vilas e cidades (McDonnell & Hahs, 2013). Com a alteração dos comportamentos do ser
humano para outros mais responsáveis e positivos, surge uma boa oportunidade para os
ecologistas urbanos poderem participar na criação de cidades sustentáveis e ricas em
biodiversidade para o futuro (McDonnell & Hahs, 2013). Com o suporte de outras organizações
parceiras, incluindo a Organização das Nações Unidas (ONU), as ações futuras traçadas pelos
sistemas urbanos atuarão no sentido de preservar os ecossistemas e biodiversidade e terão
um papel fundamental nos esforços globais que se efetuam no âmbito da conservação da vida
no planeta (PNUA, 2005).
24
2.1.4 Amostragem para a medição da diversidade
É importante que os gestores investigadores dos espaços compreendam quais as dimensões e
métodos de amostragem mais apropriados, para os estudos em causa (Barnett & Stohlgren,
2003). Normalmente os investigadores têm apenas a possibilidade de efetuar uma
amostragem numa porção pequena de uma certa área ou paisagem (Barnett & Stohlgren,
2003).
A amostra é um subconjunto retirado da população, que se supõe ser representativo de todas
as caraterísticas da mesma, sobre a qual será feito o estudo, com o objetivo de serem tiradas
conclusões válidas sobre a população (Pocinho, 2009). Uma amostra será considerada como
representativa se, de facto, as suas caraterísticas se assemelharem às da população alvo, o que
se considera fundamental para o estudo (Pocinho, 2009; Gregory, et al., 2004). Caso contrário,
a estimativa final ou o índice calculado poderá estar enviesado/a (Gregory, et al., 2004).
Quanto maior for a amostra, mais significativo será o estudo (Pocinho, 2009).
A amostragem é o procedimento pelo qual um subconjunto de uma população é escolhido
com vista a obter informações relacionadas com um fenómeno, e de tal forma que a
população inteira esteja representada (Pocinho, 2009). O objetivo da amostragem passa por
evitar o estudo de um atributo por toda a área de estudo, mas para obter condições
necessárias para que se possa efetuar uma estimativa quanto à ocorrência do mesmo atributo
(Hill, et al., 2005).
Caraterísticas e número de amostras
Para a escolha das técnicas de amostragem mais adequadas é preciso analisar os seguintes
aspetos (Eekhout, 2010; Hill, et al., 2005; Leis, et al., 2003):
O objetivo do estudo;
O ser vivo ou outro tipo de atributo a estudar;
O método utilizado;
A variabilidade do atributo ao longo do local em intervenção (se conhecido);
A conspicuosidade das espécies de interesse (a sua atividade e habitat);
O custo, tempo e recursos necessários para a amostragem.
Os métodos de amostragem são selecionados de acordo com o tipo de seres vivos que se
pretendem amostrar na área de estudo e dependem, para além da sua presença, da sua
densidade e do tamanho (Leis, et al., 2003). Quanto maior o tamanho da amostra (número de
25
locais em que se efetuou a recolha de dados relativos ao número de indivíduos e espécies em
toda a área de estudo), maior a precisão das estimativas e o tempo requerido para a recolha
de dados, portanto é necessário alcançar um equilíbrio, percebendo qual o tamanho mais
adequado da amostra para que se realizem estimativas realistas, sem que se consoma uma
quantidade de tempo excessiva (Hill, et al., 2005; Gregory, et al., 2004). Para cada plano
considerado podem-se fazer estimativas do tamanho da amostra com base no conhecimento
do grau de precisão desejado (Pocinho, 2009; Gregory, et al., 2004).
Paralelamente à questão da estratégia amostral, é necessário tomar decisões quanto à
unidade de amostragem (Gregory, et al., 2004). Na elaboração dos planos de amostragem,
usa-se o termo “unidade amostral”, que consiste na unidade pela qual são efetuadas medições
acerca de um determinado atributo (Hill, et al., 2005). O tamanho da unidade amostral
depende da espécie ou do habitat que se pretende avaliar, o tipo de medições efetuadas e o
método utilizado para a amostragem (Hill, et al., 2005).
Amostragem aleatória
A definição da amostragem aleatória (AA) consiste na igual probabilidade de cada unidade
amostral vir a ser selecionada para a recolha da amostra (Coe, 2008; Gregory, et al., 2004).
Para a execução de uma amostragem aleatória simples (AAS), é necessária uma delineação da
área de estudo e a consequente seleção de locais para a amostragem, de forma aleatória (Coe,
2008). A seleção de um primeiro local para a implantação de uma unidade amostral não altera,
de forma alguma, a probabilidade de qualquer outro vir a ser igualmente eligida (Coe, 2008).
A AA apresenta como vantagens a forma aleatória como as amostras podem ser colocadas no
meio, não requer muitos conhecimentos acerca da área de estudo e os dados são de simples
análise (Hill, et al., 2005). Como desvantagens a recolha de dados na AA pode envolver uma
grande quantidade de tempo e pode obter maiores erros para uma certa dimensão da unidade
amostral ou na estratégia do processo amostral (Hill, et al., 2005).
Amostragem sistemática
Nalguns casos é conveniente o uso de uma metodologia que envolvam unidades de terreno
localizadas em intervalos regulares entre si, não existindo portanto uma aleatoriedade e
independência na colocação de unidades amostrais na área de estudo (Hill, et al., 2005). Uma
das justificações para a utilização desta estratégia é para o mapeamento da distribuição e da
abundância de um certo organismo no interior de uma área de estudo (Hill, et al., 2005).
26
A amostragem sistemática (AS) pode ser útil pelo facto de que os locais a amostrar são
relativamente fáceis de se selecionar e de se recolocar a unidade amostral, e também mais
apelativos e diretos para os operadores (Hill, et al., 2005; Huang, et al., 2015). Levantamentos
através de tabelas de unidades amostrais repetitivas podem, de forma regular, fornecer bons
dados comparativos, no sentido de identificar causas e influências de eventuais mudanças ao
longo do tempo (Hill, et al., 2005).
Amostragem estratificada
Por vezes, utilizam-se conhecimentos adquiridos previamente sobre uma espécie ou área alvo,
de modo a proceder a uma amostragem mais eficaz (Gregory, et al., 2004). Frequentemente
ocorre uma variação substancial numa dada área, e nos atributos sob medição, devido a uma
eventual ocorrência de gradientes ambientais e de diferenças a nível de gestão do espaço, por
exemplo (Hill, et al., 2005). A AA ao longo de uma certa área de estudo pode, eventualmente,
resultar na seleção de um conjunto de unidades amostrais onde a espécie se encontra, na
maioria das unidades amostrais, ausente (Gregory, et al., 2004). Esta situação levaria a
estimativas imprecisas e inexatas (Gregory, et al., 2004). Nesse sentido, a amostragem
estratificada (AE) é um método, no qual a área de estudo é dividida em espaços homogéneos,
designados por estratos (proveniente do termo “stratum” (singular) e “strata” (plural)), onde,
em cada qual, são selecionadas unidades amostrais, de forma independente e aleatória, a fim
de melhorar a precisão das estimativas (Statistics Canada, 2010; Hill, et al., 2005; Gregory, et
al., 2004). Para maximizar os benefícios da estratificação, a área em estudo é dividida numa
forma que minimize a variabilidade no interior de cada estrato (Hill, et al., 2005). Com a AE
tem-se a oportunidade de efetuar uma amostra adequada para cada tipo de estratos,
diferenciados em usos no solo, habitat, por abundância de espécies, entre outros aspetos
(Coe, 2008; Gregory, et al., 2004). Este método tem também como vantagem a redução do
tempo requerido para a recolha de dados na amostra (Hill, et al., 2005).
A distribuição aleatória destas unidades amostrais obtém, normalmente, dados semelhantes
aos dados recolhidos na AS (Huang, et al., 2015). Embora as divisões possam não ser tão
exatas, este último procedimento amostral fornece melhores resultados ao longo da área de
estudo, desde que a variabilidade no interior de cada estrato se mantenha reduzida (Hill, et al.,
2005).
Contudo este tipo de amostragem apresenta algumas desvantagens, sendo estas as seguintes
(Statistics Canada, 2010):
27
1. Requer uma boa qualidade na estrutura da amostragem para todas as unidades
amostrais presentes;
2. A criação de uma estrutura amostral é muito complexa e exige um grande esforço
laboral, comparativamente com a AAS e AS;
3. Pode resultar numa estratégia amostral estatisticamente menos eficiente que a AAS e
a AS para variáveis de levantamento que não estão correlaciondas com as variáveis de
estratificação;
4. A estimação é muito complexa relativamente à AAS e AS.
Amostragem por clusters
Amostragem por grupos (com o termo ingles “clusters”) é um processo de seleção aleatória de
clusters de unidades amostrais (Statistics Canada, 2010). Esta estratégia consiste em dois
passos (Statistics Canada, 2010). Primeiramente, procede-se à seleção aleatória de uma
população de grupos ou clusters, à qual se segue a recolha de uma ou mais amostras (Statistics
Canada, 2010). Na amostragem por clusters recolhem-se os dados de todas as unidades
amostrais contidas em cada grupo selecionado (Hill, et al., 2005). Uma das razões que leva à
adoção da amostragem por clusters deve-se à facilidade de operação e à redução do custo do
esforço laboral, especialmente se a população de uma dada espécie se encontra muito
dispersa em toda a área de estudo (Statistics Canada, 2010). Na amostragem por clusters a
área de estudo é dividida em inúmeros locais (Hill, et al., 2005). Em diversas situações, as áreas
a intervir são de tal forma grandes, que requerem um enorme consumo de tempo para o
deslocamento entre unidades amostrais (Hill, et al., 2005). Desta forma, a amostragem por
clusters aperfila-se como um método com a capacidade de aumentar a eficiência na
amostragem e, nalguns casos, aumentar a precisão para uma certa dimensão de amostras (Hill,
et al., 2005). O método pode ser estatisticamente mais eficiente se as unidades amostrais no
interior dos clusters forem heterogéneas (Statistics Canada, 2010).
O aspeto principal relativo a esta técnica de amostragem é o facto das unidades amostrais no
interior de cada área de estudo serem, pouco provavelmente, independentes umas das outras,
verificando-se uma eventual correlação espacial, isto é, quanto ao seu conteúdo, as unidades
amostrais revelam uma tendência para serem mais semelhantes entre si dependentemente de
quão próximas se encontram (Hill, et al., 2005). Desta forma, a amostragem por clusters é
provavelmente muito útil em áreas que são relativamente uniformes a uma escala espacial de
grandes proporções (Hill, et al., 2005).
28
As desvantagens em relação à utilização deste método são a menor eficiência se as
caraterísticas no interior das unidades amostrais de cada cluster forem homogéneas, o
tamanho da amostra não é previamente conhecido antes da fase terminal da recolha da
realização da amostragem e a complexidade na organização do procedimento amostral
(Statistics Canada, 2010).
2.1.4.1 Flora
Nos últimos anos desenvolveram-se inúmeras obras com foco na importância da
biodiversidade e dos respetivos processos de recolha de espécies de plantas (Stohlgren, et al.,
1995). A manutenção de um crescimento da diversidade das espécies de plantas trata-se de
uma missão mundial de extrema importância (Ghorbani, et al., 2011). O objetivo da
amostragem de uma comunidade vegetal passa pela necessidade de adquirir um conjunto de
dados da vegetação local, que sejam representativos da área de estudo (Leis, et al., 2003).
Os métodos de amostragem deverão ser escolhidos de acordo com o tipo de vegetação que se
apresenta na área em questão (Leis, et al., 2003). Para tal, dever-se-á tomar em conta a
densidade do meio, o tipo de porte (arbóreo, arbustivo, herbáceo…) e o tamanho da
vegetação da respetiva área de estudo (Leis, et al., 2003). Em alguns casos poderão ser
adotados mais do que um método em simultâneo.
Materiais e métodos
Parcelas simples
As parcelas são pequenas áreas com uma determinada forma utilizadas para definir locais de
amostragem em toda a área de estudo considerada, com o objetivo de estudar a presença de
uma certa espécie (Nautiyal, et al., 2015). Dentro da área de estudo, um conjunto destas
unidades amostrais é distribuído, utilizando diversas metodologias possíveis para a
amostragem, com vista a registar, em cada uma das unidades amostrais, a presença ou
ausência de espécies entre outros parâmetros (Eekhout, 2010; Nautiyal, et al., 2015). Desta
forma, compreende-se a população de parcelas como o número total destas unidades
amostrais inseridas na área de estudo, com uma determinada área (Hill, et al., 2005). As
parcelas poderão ter uma forma, quadrangular, circular ou retangular (Hill, et al., 2005;
Papanastasis, 1977). A localização de indivíduos no interior de parcelas pode ser definida com
qualquer das formas que compõem as parcelas, sendo que as retilíneas conferem menor
tempo de operações, bem como uma maior precisão (Hill, et al., 2005). Embora as parcelas
quadrangulares tenham sido tradicionalmente muito utilizadas, estudos posteriores revelaram
29
que as parcelas com forma retangular são, de um modo geral, mais apropriadas, tendo uma
maior precisão e sugerida para grandes extensões de vários tipos de vegetação (Papanastasis,
1977). Independentemente da forma das parcelas, este tipo de unidade amostral é muito útil
para o estudo da riqueza específica, bem como para a cobertura vegetal no solo (Naveh, 2007).
A parcela ideal, em termos de tamanho e forma, tem em conta não só a exatidão nas
estimativas, mas também o tempo exigido para a amostragem, correspondente ao custo da
amostragem (Papanastasis, 1977). As parcelas maiores são estatisticamente mais eficazes, mas
menos eficientes, no que diz respeito ao consumo de tempo operacional (Papanastasis, 1977).
As parcelas de menores dimensões são observadas mais facilmente, com maior exatidão, e
com menores períodos de tempo (Nautiyal, et al., 2015). Se as parcelas forem demasiado
reduzidas, existe o risco de não se detetarem espécies que estejam presentes na área definida
para o processo amostral, especialmente se essa espécie for rara (Nautiyal, et al., 2015).
As parcelas poderão ter diversos tamanhos, o que depende naturalmente do tipo e tamanho
de vegetação presente no local em que se pretende introduzi-la (Nautiyal, et al., 2015;
Papanastasis, 1977). O tamanho ideal para as parcelas tem em conta não só o tamanho da
vegetação, mas também a precisão das estimativas e o tempo de esforço necessário para a
processo amostral (Papanastasis, 1977). O tempo de recolha de dados varia consoante o
tamanho da área de amostragem (Hill, et al., 2005). Naturalmente existe um aumento linear
de recolha de espécies desde as parcelas de tamanho mais reduzido para as de maiores
dimensões (Papanastasis, 1977). A riqueza específica e a cobertura de espécies de tamanho
mais reduzido, como as gramíneas e as herbáceas, são avaliadas através de parcelas de
menores dimensões, frequentemente na ordem do 1 m² (Naveh, 2007; Nautiyal, et al., 2015).
Quanto às espécies lenhosas, nomeadamente arbustivas, são consideradas as parcelas na
ordem dos 25 m², enquanto na vegetação de porte arbóreo, as parcelas poderão estender-se
dos 100 aos 400 m² (Naveh, 2007; Nautiyal, et al., 2015; Huang, et al., 2015).
Método das parcelas aninhadas
Uma de outras estratégias consiste na utilização de parcelas aninhadas (Stohlgren, et al., 1995;
Ghorbani, et al., 2011). O método baseia-se numa amostragem com escala multiescalar, com a
utilização de uma parcela quadrangular com um determinado comprimento e largura, cujo seu
interior contém subparcelas que permitem a recolha de diferentes espécies em diferentes
escalas espaciais (Stohlgren, et al., 1995; Ghorbani, et al., 2011). As escalas utilizadas
dependem do tamanho e tipo de vegetação presente (Stohlgren, et al., 1995; Ghorbani, et al.,
2011). Desta forma, é colocada uma área quadrangular em metade da área da parcela
30
principal, com uma área de, por exemplo, 64 (8 × 8) m² (Stohlgren, et al., 1995). No interior
desta área quadrada introduz-se uma parcela retangular de 32 (4 × 8) m², ocupando metade
da área da parcela principal. Seguidamente, na área retangular será colocada uma outra
parcela, abrangendo também metade da sua área, com uma área de 16 (4 × 4) m², e assim
sucessivamente até se atingir uma área ideal para as parcelas de amostragem do tipo de
vegetação com menores dimensões no habitat em questão (Stohlgren, et al., 1995).
Uma vantagem da amostragem por parcelas aninhadas trata-se da possibilidade de estimar a
relação entre o número de espécies e a área da parcela, conhecida como a curva espécies-área
(Ghorbani, et al., 2011).
Transectos
Os investigadores optam, normalmente, por modelos envolvendo parcelas para uma
amostragem em diversos ecossistemas, porém os métodos por parcelas podem ser
complementados por transectos, que são mais adequados quando o tempo para operações é
mais reduzido ou limitado (Leis, et al., 2003).
O transecto consiste na implementação de uma linha ou fita métrica com uma trajetória linear,
atravessando o meio de uma certa área até a um outro local pertencente à mesma (Nautiyal,
et al., 2015). Dependendo da decisão dos investigadores, é acompanhado por outros métodos
ou outras formas de unidades amostrais. Com o uso destas faixas, tem-se como objetivo de
efetuar uma recolha de dados para o estudo de certos organismos (Nautiyal, et al., 2015). Os
transectos são utilizados com muita frequência, podendo abranger um grande conjunto de
técnicas de amostragem, quer para o estudo de flora quer para a fauna (Nautiyal, et al., 2015).
O comprimento do transecto pode ser variado, estando este dependente da dimensão da área
ou habitat em estudo (Nautiyal, et al., 2015). A presença de inúmeros transectos curtos
poderão ser estudados de forma mais rápida que um transecto muito longo (Leis, et al., 2003).
Transecto das parcelas contíguas
Neste método, ao longo do comprimento do transecto são introduzidas parcelas de
amostragem, separadas equidistantemente entre si (Zhu, et al., 2015; Leis, et al., 2003;
Bertoncini, et al., 2012). O transecto pode ter diversos comprimentos, o que depende
naturalmente da dimensão do habitat em questão e, desta forma, o número de parcelas
implementadas equidistantemente entre si e ao longo do transecto, também (Nautiyal, et al.,
2015). O tamanho das parcelas depende do tamanho da vegetação (Nautiyal, et al., 2015).
31
Os transectos de parcelas contíguas permitem aos utilizadores apurar atributos espaciais da
vegetação, no entanto a execução deste método é relativamente prolongada (Leis, et al.,
2003). Estes transectos permitem avaliar da riqueza específica, o número individual ou a
cobertura do solo por parte de cada espécie (Zhu, et al., 2015).
Contudo, estes transectos apresentam como desvantagem a pouca eficiência na estimação do
número de espécies com uma cobertura vegetal inferior a 1% de uma área (Stohlgren, et al.,
1998).
Transecto de interceto do ponto
O transecto de interceto do ponto desenvolve-se desde uma extremidade do transecto até a
uma outra parte extrema do transecto introduzido no meio (Leis, et al., 2003). É colocada uma
estaca no início e no fim de cada intervalo definido, ao longo do transecto, onde todas as
espécies em contacto físico com a estaca são registadas (Leis, et al., 2003).
Embora o transecto do interceto de ponto seja rápido e apropriado para determinados
objetivos, os dados recolhidos são de pequena resolução (Leis, et al., 2003). O método alcança
um elevado número de espécies por hora, no entanto, segundo Leis et al. (2003), o seu índice
da riqueza específica de espécies é normalmente menor, comparativamente com a riqueza
específica estimada recorrendo ao transecto de parcelas contíguas.
Transecto do interceto de linha
A cobertura vegetal e a riqueza específica de um habitat podem também ser conduzidas
através de outro tipo de transectos, nomeadamente os transectos do interceto de linha (Abom
& Schwarzkopf, 2016). Neste tipo de transecto consiste, tal como nos tipos de transecto
anteriores, na introdução de uma linha ou fita métrica de uma extremidade a uma outra,
dentro de uma área de estudo. Contudo este transecto não é auxiliado pela inserção de
parcelas contíguas ou pontos. O transecto do interceto de linha tem como objetivo o registo
de cada indivíduo e espécie, bem como a sua cobertura vegetal, que estão em contacto físico,
ou que se cruzam na trajetória percorrida pelo próprio transecto (Abom & Schwarzkopf, 2016;
Woodall, et al., 2012). Consoante as opções dos operadores, o transecto pode ou não ser
englobado por uma área, a qual permite, para além da vegetação que interceta a trajetória do
transecto, que também o espaço adjacente a esta linha, tanto de um lado como do outro, e
até a uma determinada distância, seja amostrada (Soule & Knapp, 1996). O perímetro da
parcela envolvente determina o limite para a execução da amostragem (Soule & Knapp, 1996;
Woodall, et al., 2012).
32
O transecto do interceto de linha aperfila-se como um método adequado para vegetação,
especialmente vegetação de menores dimensões, noeadamente herbáceas, gramíneas e
plantas hortaliças (Abom & Schwarzkopf, 2016).
2.1.4.2 Fauna
2.1.4.2.1 Insetos
2.1.4.2.1.1 Himenópteros
Os himenópteros, assim designados pela ordem himenoptera, são um conjunto onde incluem-
se as abelhas, vespas e as formigas (Maravalhas, 2003). Mundialmente é a segunda ordem
mais abundante, estando contabilizadas cerca de 200.000 espécies (Maravalhas, 2003). Em
Portugal estão registadas mais de um milhar de espécies (Maravalhas, 2003; Pinto, et al.,
2010). Os himenópteros são um grupo muito importante do ponto de vista ecológico,
destacando a função polinizadora de muitas das espécies, cuja ação é vital para a reprodução
e, consequentemente para a sobrevivência de um número de plantas fundamental
(Maravalhas, 2003).
2.1.4.2.1.1.1 Himenópteros rastejantes
As formigas pertencem à família Formicidae e à ordem dos himenópteros (Folgarait, 1998). A
família das formigas encontra-se distribuída em todo o mundo (Folgarait, 1998). As formigas
são consideradas como seres úteis nos ecossistemas por variados motivos (Underwood &
Fisher, 2006). Estes himenópteros são componentes importantes dos ecossistemas, pelo
motivo de que uma grande parte da biomassa presente pertencer precisamente a estes
“engenheiros dos ecossistemas” (Folgarait, 1998). As formigas são omnipresentes nos
ecossistemas, estejam estes intactos ou degradados, e a sua amostragem é relativamente
acessível, sem que seja necessária uma grande experiência por parte do operador (Underwood
& Fisher, 2006; Pacheco & Vasconcelos, 2006). Este tipo de organismos, de forma direta ou
indireta, controlam a disponibilidade de recursos para outros organismos, pela sua capacidade
de alteração do estado físico de materiais bióticos e abióticos (Folgarait, 1998). Estes insetos
desempenham um papel fundamental na manutenção, estrutura e funcionamento do solo em
ecossistemas terrestres (Pacheco & Vasconcelos, 2006). As formigas atuam como agentes na
dinâmica dos solos, sendo importantes na distribuição dos nutrientes e ainda cruciais nas
alterações físicas e químicas, afetando o fluxo de energia e de material nos ecossistemas.
(Pacheco & Vasconcelos, 2006; Underwood & Fisher, 2006; Folgarait, 1998). A sua amostragem
é, pois, de grande importância, pelo facto de a sua reação, face às mudanças climáticas, aos
33
impactes humanos e a outras variáveis ambientais, ser extremamente rápida, permitindo a
utilização frequente destes insetos como bioindicadores em estudos ecológicos e programas
de monitorização (Underwood & Fisher, 2006; Pacheco & Vasconcelos, 2006; Wang, et al.,
2001; Folgarait, 1998). As alterações nos fatores ambientais conduzem a perdas na diversidade
deste grupo de insetos (Folgarait, 1998). Os insetos como as formigas, devido às suas elevadas
populações, ao seu índice de diversidade nos ecossistemas e à simplicidade na captura, são um
dos grupos da fauna mais frequentemente amostrados (Buffington & Redak, 1998).
Materiais e métodos
Amostragem por parcelas
A deteção e levantamento de animais invertebrados pode ser levada a cabo através da
inserção de parcelas no meio amostral (Hill, et al., 2005). A recorrência a estas parcelas é
perfeitamente adequada, dado que estes invertebrados possuem uma locomoção lenta (Hill,
et al., 2005). Os métodos de utilização de parcelas, sejam aleatórios ou sistemáticos, constitui
uma boa solução para a deteção de espécies distintas (Hill, et al., 2005).
Amostragem por transectos
Como alternativa, considera-se perfeitamente adequado o uso de transectos, cujo seu número
e comprimento dependerá, naturalmente, da dimensão da área e do índice de
heterogeneidade das espécies de formigas presentes na área em que se pretende efetuar o
levantamento (Pacheco & Vasconcelos, 2006; Culin, s.d.). Caso o local de amostragem seja
heterogéneo, requer-se, à partida, a utilização de pelo menos dois transectos (Pacheco &
Vasconcelos, 2006). O levantamento poderá ser realizado com recorrência a armadilhas, ou a
contabilização de indivíduos observados em intervalos regulares ao longo do transecto
(Pacheco & Vasconcelos, 2006; Culin, s.d.).
Todos os métodos possíveis têm vantagens e desvantagens, no que se refere aos custos de
material e operações, qualidade de amostragem, representação da riqueza específica de
formigas, a abundância relativa e a repetibilidade (Wang, et al., 2001). A eficácia da técnica
difere, normalmente nas espécies de formigas (Véle, et al., 2009). Os métodos são executados
dependendo também do tipo de habitats (Véle, et al., 2009). No entanto, alguns cientistas
utilizam uma combinação de métodos, se aplicável (Véle, et al., 2009). Em cada parcela ou
transecto de as formigas poderam ser recolhidas com recorrência a armadilhas de queda e/ou
iscos, peneiração de matéria orgânica do solo, ou também através de escavações no solo
(Véle, et al., 2009; Kwon, 2015; Wang, et al., 2001).
34
Amostragem por armadilha de queda
Uma das técnicas passivas trata-se da armadilha de queda, conhecida globalmente com o
termo inglês de “pitfall trap”, um método muito eficiente para a amostragem de himenópteros
rastejantes (Underwood & Fisher, 2006; Véle, et al., 2009; Hill, et al., 2005; Kwon, 2015; Culin,
s.d.). Este método permite uma boa estimativa da riqueza de espécies presente no meio
amostral e de abundância relativa (Wang, et al., 2001). A armadilha de queda baseia-se na
inserção de um recipiente aberto no solo, normalmente de plástico, cuja sua altura máxima
encontra-se alinhada com a superfície do solo, ou a uma cota ligeiramente inferior
(Underwood & Fisher, 2006). Os recipientes possuem uma solução para efeitos de conservação
dos corpos dos indivídios capturados (Véle, et al., 2009; Pacheco & Vasconcelos, 2006;
Underwood & Fisher, 2006; Kwon, 2015; Wang, et al., 2001). As formigas observadas são
capturadas e, sequencialmente identificadas (Véle, et al., 2009). As armadilhas de queda
poderão ser distribuídas ao longo de transectos, em intervalos regulares entre armadilhas, ou
então inseridas em parcelas distribuídas na área e em locais equidistantes (Pacheco &
Vasconcelos, 2006; Hill, et al., 2005; Kwon, 2015). As armadilhas de queda são utilizadas em
períodos veranis, normalmente entre junho e agosto, são de fácil utilização e poderão ser
operacionalizadas continuamente durante um ou mais dias e noites, durante longos períodos
de tempo, sem que se requeira uma grande atenção à sua instalação durante tal período
(Wang, et al., 2001; Véle, et al., 2009; Culin, s.d.).
Amostragem por isco
A técnica de amostragem com recorrência a um isco consiste na introdução de produtos
alimentares em recipientes colocados, de forma sistemática ou aleatória, na superfície do solo,
tendo como exemplo o atum ou sardinhas em lata com óleo vegetal, uma pequena dose de
mel, ou então de água açucarada (Pacheco & Vasconcelos, 2006; Véle, et al., 2009; Wang, et
al., 2001). Se o tamanho da área justificar, poderá proceder-se à introdução de um transecto,
definindo intervalos regulares para a colocação de recipientes com um produto no seu interior
(Wang, et al., 2001; Véle, et al., 2009).
Os iscos são observados entre as 8 e as 17 horas, entre os meses de maio e outubro, e em
intervalos de tempo, não regulares, implicando normalmente um aumento significativo do
número de formigas presentes na armadilha ao longo das observações (Kwon, 2015; Véle, et
al., 2009; Wang, et al., 2001). Um isco é vigiado duas vezes por amostragem, no momento em
que a armadilha foi introduzida e no momento em que foi removida (Véle, et al., 2009). Se se
verificar uma implantação de armadilhas em altitudes diferentes, a captura das formigas
35
através de isco tem tendência a decrescer em função da altitude da armadilha (Kwon, 2015).
Após a observação das armadilhas, os indivíduos são transportados para um laboratório, para
a devida visualização e identificação da espécie associada a cada indivíduo (Véle, et al., 2009).
Se possível, as espécies associadas aos indivíduos capturados são identificadas, in situ. (Véle, et
al., 2009). A amostragem com recorrência a um isco tem como vantagem a acessibilidade na
sua aplicação e a limpeza nas amostras, relativamente às amostras recolhidas pela técnica da
armadilha por queda (Wang, et al., 2001). No entanto, de acordo com Underwood & Fischer
(2006), a amostragem por isco é, comparativamente ao método da armadilha por queda, o
método menos eficiente, no que se refere à obtenção da riqueza específica desta classe de
seres vivos. Os iscos são muito seletivos, pelo que poderão atraír umas espécies, repelir outras,
ou serem totalmente indiferentes a um outro conjunto de espécies (Wang, et al., 2001). As
mudanças climáticas e a altura do dia também influenciam a aproximação das espécies aos
iscos (Wang, et al., 2001). Finalizada o processo amostral, os recipientes das amostras são
transportadoas para um laboratório e inseridos num congelador para que possam num tempo
breve ser examinados (Wang, et al., 2001).
Amostragem por escavação
A escavação, consiste na recolha de um certo número de amostras de solo no interior de uma
ou mais parcelas, contidas numa área definida, podendo eventualmente envolver um ou mais
transectos, a uma profundidade de cerca de 10 cm, desde que a rocha-mãe ou uma grande
compactação do solo não interfira na operação (Véle, et al., 2009). As parcelas associadas ao
local de escavação são incorporadas equidistantemente entre si na área de estudo (Véle, et al.,
2009).
Amostragem através de uma rede de captura
A utilização de uma rede manual e a recolha manual tratam-se também de um método
utilizado para a captura dos insetos visualmente detetados (Buffington & Redak, 1998; Wang,
et al., 2001). A rede, embora mais propícia para a captura de insetos voadores, poderão ser
utilizadas na captura de insetos não voadores e que se deslocam nas plantas (Culin, s.d.).
2.1.4.2.1.1.2 Himenópteros voadores
Um dos serviços dos ecossistemas mais valiosos, proporcionados por insetos é a polinização
(Pardee & Philpott, 2014). Os himenópteros voadores, nomeadamente as abelhas e as vespas,
são um grupo ecológico de grande relevância, devido às suas funções essenciais como agentes
polinizadores (Steffan-Dewenter, 2002). A polinização consiste numa função ecossistémica
36
verdadeiramente imprescindível para a manutenção da diversidade atual da flora e fauna
global, bem como para a produção dos alimentos em culturas importantes para a alimentação
da fauna e dos seres humanos (Tscheulin, et al., 2011). A diversidade e a abundância de
abelhas e vespas asseguram os serviços de polinização e a manutenção da diversidade
presente nos ecossistemas (Tscheulin, et al., 2011).
A maioria das plantas de maior porte, incluindo algumas hortaliças, dependem largamente das
espécies polinizadoras para a sua reprodução (Tscheulin, et al., 2011). As abelhas, em
particular, polinizam mais de 66% das espécies de culturas em todo o mundo (Pardee &
Philpott, 2014). A abundância de diferentes grupos de abelhas é influenciada pelos parâmetros
paisagísticos e de uso e ocupação do solo (Tscheulin, et al., 2011). A polinização pode
decrescer com a abundância de abelhas e a diversidade de espécies de himenópteros (Pardee
& Philpott, 2014). Relatórios recentes associam a perda de habitats com o declínio de espécies
polinizadoras, devido ao aumento da urbanização e intensificação agrícola (Pardee & Philpott,
2014). A amostragem de seres como as abelhas e as vespas são de importância extrema para a
averiguação de mudanças ecológicas e nos habitats, incluindo as funções indispensáveis nos
ecossistemas, desde a polinização, predação e mortalidade (Tsharnke, et al., 1998). A
degradação de áreas naturais reduz ou elimina os recursos que as espécies polinizadoras
necessitam para a sua sobrevivência (Pardee & Philpott, 2014).
Segundo Laurent et al. (2015), verificou-se nos últimos anos um decréscimo preocupante no
número de abelhas e número de colónias tanto nos Estados Unidos da América como na UE,
em geral. Contrariamente, o número de abelhas em Portugal tem vindo a aumentar (Laurent,
et al., 2015). Segundo Gonçalves (2016), presidente da Federação Nacional de Apicultores de
Portugal, o efetivo nacional passou de 566 mil colónias de abelhas em 2013, para 619 mil em
2015, fruto do investimento num valor de 50 milhões de euros no setor, que impulsionou a
geração da atividade por parte de um grande número de jovens apicultores.
Outro foco de ameaça é a Vespa velutina, ou vespa asiática, que desde 2012 se instalou no
norte litoral do país e ataca as abelhas nativas (Gonçalves, 2016). O combate a esta espécie
requer muitas vezes intervenção especializada para a destruição dos seus ninhos, o que levou
a Assembleia da República Portuguesa (ARP) a aprovar, em maio de 2016, uma campanha de
informação sobre as práticas a adotar aquando na presença de um ninho desta vespa
(Gonçalves, 2016).
Em espaços verdes urbanos (EVU) e hortas comunitárias (HC), muitas espécies ou culturas
poderão encontrar-se dependentes ou serem beneficiadas pelo processo de polinização,
37
atraindo uma grande variedade de insetos polinizadores (Matteson & Langellotto, 2010;
Pardee & Philpott, 2014). Estes dois tipos de espaços contêm uma grande diversidade de flora
possuídora de pólen e néctar, fontes fundamentais para a integração e sobrevivência dos
himenópteros nestes locais (Matteson & Langellotto, 2010). A presença de uma variedade de
himenópteros poderá contribuir, de forma considerável, para o aumento do rendimento das
culturas da agricultura urbana, promovendo uma maior segurança aos agregados familiares
detentores de uma área de cultivo numa horta comunitária (Matteson & Langellotto, 2010).
Adicionalmente, as caraterísticas locais do EVU ou HC, a dimensão da área, a abundância e
riqueza específica de flora podem influenciar o assentamento de abelhas ou vespas nestes
locais (Pardee & Philpott, 2014).
Para além das caraterísticas locais dos habitats urbanos, a sua localização, ou a paisagem
envolvente pode afetar fortemente as comunidades de himenópteros (Pardee & Philpott,
2014). As restrições na disponibilidade de radiação solar, devido à presença de edifícios,
condicionam a presença e atividade das abelhas (Pardee & Philpott, 2014). É importante que
as condições climatéricas sejam favoráveis, com um mínimo de 15oC, ausência ou pouco vento,
ausência de chuva e vegetação seca (Tscheulin, et al., 2011).
As abelhas, bem como outros himenópteros, poderão ser recolhidos através de vários
métodos, entre maio e outubro (Pardee & Philpott, 2014; MacIvor, et al., 2013). Tais métodos,
para além de uma utilização individual, poderão ser utilizados em simultâneo (Pardee &
Philpott, 2014).
Materiais e métodos
Transectos
Os himenópteros podem ser amostrados através de dois tipos de transectos: os transectos do
interceto de linha e transectos variáveis de interceto de linha (Tscheulin, et al., 2011). Nos
transectos do interceto de linha é marcada uma linha prática ou totalmente reta e contínua,
com um determinado comprimento e largura, dependentemente da dimensão da área a
amostrar (Tscheulin, et al., 2011). A linha reta correspondente ao comprimento do transecto
poderá não ser totalmente contínua devido ao estado do terreno que dificulta a
implementação de um transecto completamente retílineo (Tscheulin, et al., 2011).
Relativamente aos transectos variáveis de interceto de linha, não é definida uma linha reta e
fixa de um transecto, pelo que a estratégia traduz-se no percurso a uma velocidade muito
moderada por locais tendencialmente mais frequentados pelos insetos, no interior da área em
38
estudo (Tscheulin, et al., 2011). Ao longo do percurso do trajeto definido pelo transecto são
contabilizadas e, na medida do possível, capturadas todas as espécies de himenópteros
voadores, durante um certo período, utilizando, em paralelo, algumas das técnicas que se
seguem nesta seção (Tscheulin, et al., 2011).
Amostragem com uma rede manual de captura
Os himenópteros poderão ser amostrados através da utilização de uma rede manual (Pardee &
Philpott, 2014; Matteson & Langellotto, 2010; Matteson & Langellotto, 2011). Este método
pode ser utilizado pelo menos uma vez por mês, em cada espaço amostral, entre os meses de
maio e agosto, durante um período de, aproximadamente, 30 minutos (Matteson &
Langellotto, 2010; Pardee & Philpott, 2014).
Este método poderá ser usado em todos os locais da área definida, caso a área não seja de
grandes dimensões, focando na captura de espécies ainda não capturadas em amostragens
anteriores, ou visualizadas pela primeira vez, no sentido de proteger a biodiversidade do meio
(Matteson & Langellotto, 2011).
Observação direta
As observações diretas a himenópteros voadores podem ser efetuadas, caso os indivíduos
detetados no meio se encontrem devidamente identificados quanto à espécie associada
(Pardee & Philpott, 2014; Matteson & Langellotto, 2011). As observações diretas a
himenópteros voadores podem ser efetuadas uma vez por mês, entre os meses de maio e
agosto entre as 9 e as 14 horas, sob condições climáticas favoráveis, e durante um período de
30 minutos, com o auxílio de uma rede manual de captura caso as espécies ainda não estejam
identificadas (Pardee & Philpott, 2014).
Método da armadilha por coloração
Individual ou simultaneamente à utilização da dede manual de captura, é muito frequente a
execução de armadilhas por coloração, através da utilização de recipientes abertos como
tigelas de coloração destacável, tal como indica o termo inglês “bowl trap” ou “pan(panela)-
trap”, que contrastem consideravelmente com o meio, mais vegetativo ou mais desértico em
que estão inseridas (Pardee & Philpott, 2014; Matteson & Langellotto, 2010; Matteson &
Langellotto, 2011).
Em cada unidade amostral para a recolha de espécies, um conjunto de recipientes, cada qual
com uma cor diferente, é colocado (Matteson & Langellotto, 2010; Matteson & Langellotto,
39
2011). As cores normalmente utilizadas nos recipientes são o branco, o amarelo e o azul, nas
quais é adicionada uma solução letal e de conservação para os indivíduos capturados (Pardee
& Philpott, 2014; Matteson & Langellotto, 2011). As armadilhas poderão ser colocadas na
superfície do solo, ou, caso o solo esteja coberto de vegetação e seja de difícil deslocação para
o amostrador, inseridas em vegetação de grande porte (Matteson & Langellotto, 2010;
Matteson & Langellotto, 2011). As armadilhas são colocadas em locais fixos separadas em
intervalos regulares na parte de manhã, e recolhidas a meio da tarde do mesmo dia, ou então
podem ser mantidas por períodos mais extensos, entre as 24 e as 48 horas (Matteson &
Langellotto, 2010; Matteson & Langellotto, 2011; Pardee & Philpott, 2014).
2.1.4.2.1.2 Lepidópteros
Contrariamente à maioria das ordens de insetos, as borboletas encontram-se bem
documentadas e são de fácil reconhecimento (Swaay, et al., 2012). O segundo maior grupo de
espécies de uma ordem em Portugal são os lepidópteros que incluem as borboletas e as
traças, encontrando-se representado em mais de 2.200 espécies (Maravalhas, 2003). A
diversidade de lepidópteros atualmente conhecida é estimada entre 160 000 a 175 000
espécies, no entanto, pensa-se que o total de espécies poderá chegar a meio milhão
(Garcia-Pereira, et al., 2012; Maravalhas, 2003).
Os lepidópteros são seres vivos que, tal como os himenópteros, reagem de forma muito rápida
a alterações no uso e ocupação do solo, e à intensificação ou abandono agrícola,
demonstrando uma grande vulnerabilidade relativamente à fragmentação de habitats (Swaay,
et al., 2012). Adicionalmente, os lepidópteros são altamente sensíveis a alterações climáticas e
ambientais e reagem mais rapidamente a estas alterações comparativamente a outros
organismos como as plantas (Swaay, et al., 2012; Wikstrom, et al., 2008). Estes insetos
também são um dos melhores grupos de seres vivos para fins de monitorização de alterações a
nível da biodiversidade e do estado dos habitats (Swaay, et al., 2012).
Inúmeras espécies de flora, incluindo as hortaliças presentes em HC, podem estar
dependentes, ou simplesmente beneficiar da presença dos insetos polinizadores (Matteson &
Langellotto, 2010). As borboletas proporcionam serviços consideráveis à flora e ao homem e
são, tal como as abelhas, agentes polinizadores que efetuam o transporte do pólen
(Maravalhas, 2003). Estes seres vivos, como agentes polinizadores, contribuem para a
agricultura urbana, promovendo a segurança alimentar às famílias que desempenham a
atividade hortícola numa HC (Matteson & Langellotto, 2010). Por outro lado, os recursos
florísticos que compõem a vegetação local, nomeadamente a flora detentora de pólen e
40
néctar, são muito importantes, no sentido de manter a circulação e garantir a sobrevivência
dos agentes polinizadores em hortas ou parques/espaços verdes urbanos (Matteson &
Langellotto, 2010).
Segundo Matteson & Langellotto (2010), a presença de polinizadores, grupo no qual estão
integrados os lepidópteros, é influenciada pela quantidade de radiação solar no espaço verde e
o tipo e abundância de vegetação presente na área. A atividade das borboletas é também
muito limitada pela temperatura do ar, uma vez que a maioria das espécies desta ordem exige
uma gama restrita e elevada de temperatura corporal para poder voar (Wikstrom, et al., 2008).
A diversidade dos lepidópteros tem, durante o século XX, decrescido à escala europeia, de
forma preocupante tendo este facto sido evidenciado há cerca de 50 anos (Wikstrom, et al.,
2008; Schneider & Fry, 2001). Esta perda de diversidade de lepidópteros vem da sequência de
uma grande perda e fragmentação de habitats, outrora importantes para a sobrevivência e o
desempenho de funções destes seres vivos (Wikstrom, et al., 2008). Resultados de
investigações relativas a ecologia paisagística demonstram que a paisagem tem também uma
grande influência sob a diversidade de espécies desta ordem (Schneider & Fry, 2001).
As borboletas são de fácil amostragem e monitorização e podem ser utilizadas como
indicadores do estado dos habitats, das condições ambientais e das alterações climáticas
(Wikstrom, et al., 2008).
Materiais e métodos
Estes insetos devem ser contabilizados durante a sua época alta, nomeadamente o período
veranil, sob boas condições climatéricas, que assegurem a visualização de vários exemplares
(Swaay, et al., 2012; Schneider & Fry, 2001). As borboletas deverão ser alvo de amostragem
pelo menos, uma vez por semana, ou pelo menos uma em cada duas ou três semanas, em
cada área de estudo, uma vez que quanto maior o número de processos amostrais, maior será
a fiabilidade dos resultados obtidos (Swaay, et al., 2012).
A contagem de borboletas é normalmente efetuada entre as 10 e as 17 horas, intervalo de
tempo mais adequado para a sua visualização e consequente identificação, seja de forma
visual e direta, em imagens fotográficas, ou em análises laboratoriais (Auckland, et al., 2004;
Matteson & Langellotto, 2011). Após a realização do processo amostral, registam-se alguns
parâmetros, como a temperatura do ar, a velocidade do vento e a percentagem da
nebulosidade (Wikstrom, et al., 2008). A contabilização ou captura deverá ser executada em
temperaturas superiores aos 13ᵒC (Swaay, et al., 2012). Entre os 13 e os 17ᵒC, é importante
41
que o céu se encontre com um índice de nebulosidade não superior a 50% (Swaay, et al.,
2012). Se as temperaturas ultrapassam os 17ᵒC, o índice de nebulosidade poderá ser de 0 a
100% (Swaay, et al., 2012; Wikstrom, et al., 2008; Schneider & Fry, 2001). A percentagem de
nebulosidade no céu pode ser dividida em quatro categorias: 0-25%, 26-50%, 51-75%, 76%-
100% (Wikstrom, et al., 2008). O vento deve apresentar uma intensidade igual ou inferior a 5
na escala de beaufort (Swaay, et al., 2012; Wikstrom, et al., 2008).
Alguns dos métodos abordados posteriormente poderão ser utilizados em simultâneo, de
modo a garantir uma maior qualidade e eficiência no processo de amostragem. No entanto,
estes métodos nem sempre são possíveis de serem implementados (Henry, et al., 2015).
Parcelas
Em cada momento de amostragem, recorrendo a parcelas implementadas no local a intervir,
são contabilizadas todas as espécies num certo período de tempo, no interior de uma dada
área de uma zona selecionada para a recolha de amostras (Matteson & Langellotto, 2010;
Auckland, et al., 2004). Para a amostragem de lepidópteros, uma dos vários métodos possíveis
trata-se da simples visualização e contabilização do número de indivíduos e número de
espécies durante um período definido, ou, adicionalmente, proceder à utilização de outros
métodos em simultâneo, tendo como exemplo o uso da rede manual de captura, nos caso em
que a espécie não tenha, ate à altura, sido identificada diretamente e a olho nu (Matteson &
Langellotto, 2011).
Método da marcação e recaptura
A marcação e recaptura é o método mais rigoroso, pois permitem a estimação diária e total
dos tamanhos de uma população e de outros parâmetros demográficos, da sobrevivência e
das probabilidades de deteção dos indivíduos e espécies (Henry, et al., 2015). Contudo, esta
técnica dispões de alguns inconvenientes, nomeadamente o risco de provocar danos nos
lepidópteros durante o processo de marcação, é um processo muito intensivo e exigente
quanto ao custo e fornecimento de recursos (Henry, et al., 2015; Swaay, et al., 2012). Tal
justificação indica que o método da marcação e captura não será a opção mais viável (Swaay,
et al., 2012).
Transecto do interceto de linha (ou área)
Como alternativa, a contagem por transectos, conhecido pelo termo inglês de “butterfly
transect method” ou “Pollard Walk”, é utilizada para efetuar levantamentos de borboletas e
42
para estimar a abundância e a densidade de espécies, incluindo as raras (Henry, et al., 2015;
Isaac, et al., 2011). A averiguação da diversidade de insetos através de transectos são
considerados eficientes e relativamente fiáveis (Hill, et al., 2005). As borboletas são registadas
a uma distância no máximo de cinco metros em cada lado do transecto, à frente e na
retaguarda da posição do obsevador (Schneider & Fry, 2001; Swaay, et al., 2012; Wikstrom, et
al., 2008). O transecto deve ser percorrido de forma lenta e constante (Swaay, et al., 2012).
Nos casos em que um exemplar deva ser capturado, devido a não ter sido ainda identificado, o
tempo da amostragem é temporariamente interrompido, enquanto o processo de captura do
indivíduo não é concluído (Wikstrom, et al., 2008). A implementação destes transectos, com o
comprimento e a largura do campo de visualização definidos, é perfeitamente adequada,
especialmente em zonas abertas, como os relvados, onde não incluam uma densidade
considerável de vegetação de porte arbóreo ou arbustivo (Henry, et al., 2015). A recorrência a
transectos tem ainda como desvantagem a diminuição da eficácia quando as condições
atmosféricas são desfavoráveis e os solos se encontram muito húmidos (Hill, et al., 2005;
Swaay, et al., 2012).
Não é aconselhável a seleção de transectos muito compridos. Caso estejamos perante uma
área amostral de grandes dimensões, não é aconselhada a implementação de um transecto
comprido, mas sim a implementação de um pequeno conjunto de transectos mais curtos, ou
seja, de menor comprimento (Swaay, et al., 2012). Caso se verifique uma mudança no tipo de
habitat ou no uso do solo, os transectos deverão ser divididos em seções, ou então proceder à
implementação de um único transecto em cada tipo de habitat ou uso do solo, no sentido de
garantir uma verdadeira representatividade da área e de cada tipo de habitat, e de facilitar o
processo de amostragem e de processamento de dados, caso se requeira uma ou mais
repetições (Swaay, et al., 2012; Schneider & Fry, 2001).
Métodos repetitivos, economicamente acessíveis e eficazes são componentes fundamentais
para uma boa amostragem e averiguação da diversidade de borboletas (Wikstrom, et al.,
2008). O conhecido Sistema de Monitorização de Borboletas do Reino Unido (United Kingdom
Butterfly Monitoring Scheme) utiliza um transecto dividido em seções para a contabilização de
borboletas ao longo de percursos traçados por transectos (Isaac, et al., 2011). O método é
também executado de forma frequente, noutros países do centro da Europa como a Bélgica e
os Países Baixos (Wikstrom, et al., 2008).
43
Transectos por pontos fixos
Um outro método passa pela utilização de pontos fixos e em intervalos regulares e retilíneos,
definidos como “transectos de comprimento nulo”, utilizados em detrimento dos métodos
anteriores, quando estes não são adequados, devido às condições de mobilidade no terreno
(Henry, et al., 2015). O método por pontos fixos ao longo de um transecto revela-se uma boa
alternativa pela sua acessibilidade de implementação e económica, e pela sua menor
nocividade para o meio envolvente, prevenindo eventuais danos nos habitats presentes no
local (Henry, et al., 2015).
Em caso de uso deste método, é definido um certo número de pontos ao longo do transecto,
igualmente distanciados entre si, e de forma retilínea (Henry, et al., 2015). A amostragem é
então feita, tendo como campo de visualização de borboletas, um raio com um determinado
comprimento de cada ponto amostral (Isaac, et al., 2011).
Método de captura com uma rede manual
A recorrência a uma rede manual de captura de lepidópteros constitui uma ferramenta útil,
quando se pretende a identificação de espécies que não terão, até dada altura, sido
identificadas, independentemente do uso de parcelas, de transectos, ou de outros métodos de
amostragem (Matteson & Langellotto, 2011). Os indivíduos capturados poderão, de seguida,
ser colocados em embalagens, de forma a poderem ser transportados e analisados num
laboratório (Auckland, et al., 2004).
2.1.4.2.2 Aves
As comunidades de aves representam uma componente importante na biodiversidade nas
cidades (Ferenc, et al., 2013). Em Portugal Continental já foram registadas um total de 539
espécies em estado selvagem, nas quais uma boa parte destas poderá ser encontrada em
meios urbanos (Elias, et al., 2008). As aves têm, de um modo geral, uma deslocação elevada e
muito dinâmica (Hill, et al., 2005).
Na avaliação da qualidade dos espaços urbanos, as aves tornaram-se num aspeto importante
para as investigações pelo facto de serem diurnas, conspícuas, e podem ser visualizadas
facilmente, o que permite estudar, de forma mais adequada, as variações espaciais destes
seres vivos (Paker, et al., 2013). As aves terrestres têm alterado os seus comportamentos e
localizações devido às atividades humanas como a desflorestação, reflorestação e a mudanças
na gestão e intensificação da agricultura, sendo influenciadas pela escassez de alimentos e
44
água, e às mudanças no uso e ocupação do solo (Graham, et al., 2015). No entanto, é possível
a recolonização de aves nos casos em que se verificam melhorias na qualidade dos habitats,
particularmente em habitats restaurados (Trathnigg & Phillips, 2015).
Os tipos de habitat mais importantes das urbes, e para a diversidade de aves, são as
denominadas zonas verdes que se encontram distribuídas nestas áreas (Ferenc, et al., 2013).
Estes parques ou jardins urbanos são áreas por vezes isoladas no interior do meio urbano, sem
qualquer ligação com outro tipo de infraestrutura verde, mas que providenciam espaços, não
só para a frequência do ser humano, mas também de habitação para seres vivos como as aves
(Huang, et al., 2015).
As aves nativas são normalmente atraídas pelas espécies de flora nativas, que se desenvolvem
de forma espontânea nestas áreas menos urbanizadas (Paker, et al., 2013). Entretanto, nos
locais com níveis de urbanização mais elevados, existem maiores probabilidades de estas
zonas serem ocupadas por espécies exóticas e invasoras, que são atraídas pelos resíduos
produzidos no local e, como habitat, têm preferência em nidificar em buracos de edifícios ou
de outras estruturas artificiais (Paker, et al., 2013).
As aves são relativamente acessíveis, no que diz respeito à realização de levantamentos da sua
diversidade, e respondem de forma complexa a alterações nos habitats, devido às suas
exigências espaciais e à sensibilidade face a certas condições, perturbações e mudanças
ambientais, no que se refere à sua abundância e distribuição (Ferenc, et al., 2013; Graham, et
al., 2015; Huang, et al., 2015). A resposta das comunidades de avifauna ao ambiente urbano e
a eventuais alterações, poderá fornecer um conjunto de informações úteis para o
planeamento e gestão dos parques urbanos, enquanto habitats para aves (Huang, et al., 2015).
As comunidades de aves representam um modelo adequado para a avaliação de alterações a
nível ambiental nas áreas de caráter urbano (Ferenc, et al., 2013).
Diversos fatores afetam a presença e distribuição das comunidades de aves, os quais se
destacam a estrutura e composição das plantas nos parques e jardins, a cobertura de
vegetação arbustiva e arbórea, a dimensão do parque ou jardim urbano, o nível de
urbanização e os riscos de predação (Huang, et al., 2015; Trathnigg & Phillips, 2015; Ferenc, et
al., 2013; Paker, et al., 2013).
O aumento das comunidades de aves em parques urbanos é cada vez mais desejado, não só
por questões de conservação, mas também para fins educacionais e comunicação dos valores
e importância da conservação das espécies neste tipo de habitats (Ferenc, et al., 2013). A
45
gestão destes espaços deverá tida com a maior consideração possível, de modo a que estes
seres possam co-existir com os seres humanos no meio urbano (Huang, et al., 2015).
Materiais e métodos
O levantamento de aves poderá ser realizado, especialmente durante a época de nidificação
ou na época migratória, normalmente de abril a julho (Huang, et al., 2015; Goddard, et al.,
2013; Graham, et al., 2015; Ferenc, et al., 2013).
Através da captura de fotografias de qualidade e de sons emitidos por indivíduos, as espécies
podem ser identificadas e, em caso de necessidade, com o auxílio de um ornitologista ou outro
especialista em avifauna (Nautiyal, et al., 2015). As espécies incluídas podem ser tanto as
residentes como as aves de caráter migratório, ou provenientes de outros habitats, como as
gaivotas, que estão adaptadas a locais mais costeiros e marinhos, constituindo também uma
relevância saber que tipos de aves frequentam os espaços em estudo (Hill, et al., 2005; Huang,
et al., 2015).
As aves poderão ser visualizadas entre as sete da manhã e as seis da tarde (Graham, et al.,
2015). No entanto, segundo Yong et al. (2016) e Ferenc et al. (2013), recomenda-se o
levantamento de aves nos períodos entre as cinco e as dez horas da manhã, período associado
a uma maior ocorrência e atividade de espécies de avifauna. Nos locais de amostragem, cada
qual poderá ser utilizado enquanto local de registo de indivíduos, com um certo período de
tempo que pode variar entre 10 e 50 minutos (Huang, et al., 2015; Goddard, et al., 2013). As
aves que voam sob o espaço do parque não são contabilizadas (Paker, et al., 2013). Para a
observação de aves numa dada área de estudo, o levantamento de espécies é realizado em
mais do que uma ocasião, sendo necessário pelo menos um levantamento por mês (Goddard,
et al., 2013). No estudo de vertebrados, as espécies alvo de conservação e de amostragem são,
na medida do possível, fotografadas para facilitar a identificação da espécie correspondente
(Nautiyal, et al., 2015).
Observação direta
As aves, independentemente da espécie, podem ser identificadas, recorrendo à utilização de
variadas estratégias que favoreçam de forma considerável a deteção de diversos exemplares,
em locais de visualização bastante favorável e reconhecida de espécies (Nautiyal, et al., 2015).
As aves poderão ser alvo de uma simples contagem direta e total, uma forma prática para a
obtenção de dados da abundâcia de espécies (Hill, et al., 2005). Para uma melhor visualização,
uma ferramenta como os binóculos poderão ser decisivos na identificação dos indivíduos
46
quanto à espécie associada, caso estes ainda se encontrem a uma distância considerável
(Huang, et al., 2015).
Levantamentos acústicos
Os levantamentos acústicos baseiam-se no registo de todas as espécies de avifauna, de acordo
com o som emitido correspondente a cada espécie (Goddard, et al., 2013). O método tem
como objetivo estimar a biodiversidade, através da captação de sons produzidos por uma
espécie ou uma comunidade de fauna (Gasc, et al., 2015; Nautiyal, et al., 2015). O interesse na
utilização de índices de biodiversidade acústicos deve-se, sobretudo, à rapidez na análise e
identificação das espécies detetadas, sem ser necessária uma grande experiência por parte do
analisador (Gasc, et al., 2015).
Transecto do interceto de linha
O método é muito útil no cálculo da densidade de epécies e na estimativa das populações (Hill,
et al., 2005). Nos transectos do interceto de linha é implementada, estratégia ou
aleatoriamente, uma fita métrica em linha reta, secante à área de estudo, a qual é percorrida
pelo/s observador/es no sentido de visualizar e identificar todos os indivíduos que cruzam, ou
que se encontram até a uma determinada distância máxima adjacente ao transecto, tanto de
um lado como do outro (Nautiyal, et al., 2015; Hill, et al., 2005).
Na implementação de transectos, a quantidade e respetivo comprimento dependerá,
naturamente, do tamanho e quantidade de áreas de estudo (Yong, et al., 2016; Huang, et al.,
2015; Goddard, et al., 2013). Por vezes os espaços têm uma grande dimensão, pelo que a
introdução de um só transecto não será suficiente para obter resultados que correspondam,
verdadeiramente, à representatividade da área de estudo (Huang, et al., 2015). Os transectos
do interceto de linha são mais adequados em terrenos agrícolas e espaços de vegetação de
menor altitude, que noutros locais com vegetação densamente arbustiva ou arbórea, pois
locais com vegetação de menor altitude proporciona uma deslocação mais rápida e acessível
para a execução dos trabalhos (Hill, et al., 2005).
Pontos estacionários de contagem
A diversidade de aves poderá também ser estudada através da fixação de pontos estacionários
de contagem no interior da área de amostragem, tanto através da visualização direta como
através de sons emitidos pelas espécies (Yong, et al., 2016; Hill, et al., 2005; Ferenc, et al.,
2013; Paker, et al., 2013). Os pontos de amostragem são semelhantes quando comparados
47
com os transectos do interceto de linha, contudo nos pontos de amostragem, apesar da
conexão entre pontos poder ter uma forma de linha reta, não se efetua um percurso contínuo
de visualização e audição de indivíduos/espécies (Hill, et al., 2005; Huang, et al., 2015). Nos
pontos de contagem, os observadores são colocados num ponto no interior da área de
amostragem, de forma aleatória, onde registam todos os indivíduos observados ou detetados,
através dos sons emitidos, até a um determinado comprimento do raio dos pontos,
devidamente definido, que podem estender-se desde os 30 aos 100 metros (Nautiyal, et al.,
2015; Ferenc, et al., 2013; Paker, et al., 2013). O espaçamento entre pontos de contagem pode
variar entre os 100 e os 500 metros (Ferenc, et al., 2013; Paker, et al., 2013; Graham, et al.,
2015; Nautiyal, et al., 2015). O número de pontos de contagem definidos, o comprimento do
raio de visualização e a distância entre pontos depende da dimensão da área submetida a
observações (Graham, et al., 2015; Paker, et al., 2013). O período de tempo é também definido
de acordo com o observador (Nautiyal, et al., 2015). O levantamento de avifauna através de
pontos estacionários pode ser efetuado, com um tempo de cerca de 15 ou 20 minutos cada,
aproximadamente (Goddard, et al., 2013; Gregory, et al., 2004). Os pontos de contagem são
mais adequados em locais mais florestais e em matagais, pois, apesar da densidade vegetativa
de grande porte poder ser elevada, não implicam uma grande deslocação no terreno (Hill, et
al., 2005). Geralmente os pontos de amostragem ou contagem são menos eficientes que os
transectos do interceto de linha, no que se refere à acumulação de dados recolhidos por
unidade de tempo (Hill, et al., 2005).
Parcelas
Um pouco à semelhança dos pontos estacionários de observação, alguns estudos optam pela
recorrência a parcelas. A visualização de aves poderá ser realizada através da utilização de
parcelas com uma área que varia entre um e três hectares, dependendo naturalmente da
dimensão da área selecionada para executar o levantamento de aves observadas (Trathnigg &
Phillips, 2015).
2.1.5 Medidas e índices de biodiversidade
Constitui uma prática comum dos ecologistas estudar a diversidade dos ecossistemas, ou seja,
a variedade de espécies presente numa certa área de estudo (Heip, et al., 1998; EPA, 2004). A
diversidade é avaliada usando diferentes métodos, geralmente através do número de espécies
e do número de indivíduos de cada espécie presente na área de estudo, o que permite o
cálculo de índices (Chernov, et al., 2015; EPA, 2004).
48
Quanto mais diferenciada for uma espécie, maior será a sua contribuição para qualquer
medida de diversidade biológica (EPA, 2004). A importância ecológica de uma espécie pode
induzir um efeito direto na estrutura das comunidades, e, portanto, em toda a diversidade
biológica (EPA, 2004).
As teorias do desenvolvimento dos índices de biodiversidade foram muito discutidas durante
as décadas de 60 e 70 (Heip, et al., 1998). Os índices de biodiversidade passaram a ser parte
integrante da generalidade das metodologias em inúmeros campos da ecologia, como estudos
de poluição e também estudos de impacte ambiental (Heip, et al., 1998).
Um fator importante a ter em consideração é o número de amostras necessárias para
representar a comunidade, bem como o tempo necessário para a recolha dos dados relevantes
para o estudo da biodiversidade (Leis, et al., 2003).
A contabilização de todas as espécies de uma determinada área não é viável, a menos que
contenha uma comunidade muito simples e homogénea (Nautiyal, et al., 2015). Por este
motivo recorre-se a vários métodos para elaborar uma estimativa dos parâmetros mais
relevantes de diversidade, que garantam a representatividade.
A diversidade inclui duas componentes distintas: a riqueza de espécies, ou riqueza específica e
a equitabilidade (Chernov, et al., 2015; Nautiyal, et al., 2015).
A riqueza específica é simplesmente o número de espécies presente. (Nautiyal, et al., 2015;
Heip, et al., 1998; Ferenc, et al., 2013). É uma medida de diversidade que se baseia no número
total de espécies detetadas por unidade de área, ou presente numa determinada comunidade,
durante um certo número de visitas correspondente a cada ponto de observação (Nautiyal, et
al., 2015; Heip, et al., 1998; Ferenc, et al., 2013). A riqueza específica é medida pelo número de
espécies encontradas em cada unidade de amostragem, independentemente da presença ou
ausência de espécies raras (Leis, et al., 2003).
A riqueza específica é considerada como sendo a forma mais simples de descrever a
diversidade biológica de uma comunidade ou de uma região (Ghorbani, et al., 2011). A
estimativa deste parâmetro a nível local e a sua variação temporal é muito útil para a gestão
territorial (Ghorbani, et al., 2011).
A equitabilidade expressa a regularidade da distribuição dos indivíduos pelas espécies
presentes (Heip, et al., 1998). Numa comunidade com equitabilidade elevada, a maior parte
49
das espécies existentes apresenta níveis semelhantes de abundância, ou seja, não existe uma
espécie claramente dominante.
Muitos índices têm sido propostos, uns de cálculo simples, outros mais complexos, sendo os
mais utilizados os de Simpson e de Shannon-Wiener, apresentados em seguida.
O índice de Shannon-Wiener, H’, tem a capacidade de refletir quer a riqueza específica quer a
equitabilidade (Nautiyal, et al., 2015; Song, et al., 2016; Chernov, et al., 2015). De acordo com
Heip et al. (1998), o índice de diversidade de Shannon-Wiener pode ser representado na
fórmula seguinte
em que H’ representa o índice, pi é a abundância relativa de cada espécie e S é o número total
de espécies (Chernov, et al., 2015; Naveh, 2007). O índice de Shannon-Wiener é muito sensível
à riqueza, tendo as classes raras um peso desproporcionado no valor do índice em comparação
com outros índices de diversidade (Naveh, 2007; Magurran, 2004).
Apesar deste índice contabilizar quer a abundância quer a equitabilidade, foi desenvolvido um
índice específico para a avaliação da equitabilidade. A medida da equitabilidade (E) obtida pelo
índice de Shannon-Wiener é dada pelo quociente entre o valor do índice de Shannon-Wiener
calculado e o logaritmo neperiano do número de espécies em consideração calculado, como se
encontra representado na seguinte fórmula (Chernov, et al., 2015)
Um outro índice de diversidade usado frequentemente é o índice de Simpson, D, o qual se
traduz na probabilidade de dois indivíduos, selecionados ao acaso, pertencerem à mesma
espécie (Chernov, et al., 2015). O índice de diversidade de Simpson é uma medida de
diversidade que, tal como o índice de Shannon-Wiener, tem em conta tanto a riqueza
específica como a equitabilidade, sendo dado pela seguinte fórmula (Nautiyal, et al., 2015)
em que Ni representa o número de organismos de cada espécie e N é o número total de
organismos (Chernov, et al., 2015; Nautiyal, et al., 2015; Heip, et al., 1998). O índice de
50
Simpson varia entre 0 e 1 (Nautiyal, et al., 2015). O valor de D decresce com o aumento de
espécies (Chernov, et al., 2015)
O índice de Simpson é frequentemente usado na forma 1/D (o índice inverso ou de
reciprocidade de Simpson) (Chernov, et al., 2015; Nautiyal, et al., 2015). O índice de Simpson,
ao contrário do índice de Shannon-Wiener, é pouco sensível à riqueza, dando maior ênfase às
espécies mais abundantes (Magurran, 2004).
Estes dois índices também foram escolhidos pois permitem a aplicação de métodos estatísticos
para detetar diferenças entre valores das várias comunidades amostradas.
2.2 Estrutura ecológica
2.2.1 O conceito de estrutura ecológica
As alterações do uso do solo são um dos fatores mais importantes na perda contínua da
biodiversidade e degradação dos ecossistemas e seus serviços (Correia, 2012). Estas alterações
implicam uma redução do número e área de habitats naturais e a sua fragmentação
desencadeada pelo desenvolvimento de infraestruturas e urbanizações (Madureira, et al.,
2011). Portugal possui uma diversidade de ecossistemas muito elevada, com uma
biodiversidade e número de endemismos também elevados, no entanto o nosso país é, ao
nível da UE, um dos países mais vulneráveis face a estas perdas, em consequência das
alterações do uso do solo e também do regime de incêndios (Correia, 2012). Nas últimas
décadas ocorreram mudanças na forma de ocupação do território, com grandes impactes no
ambiente e consumo de recursos naturais (Cascais Natura, 2009). É uma evidencia que estes
recursos são finitos, tornando-se necessário avaliar a capacidade do meio para suportar o
nosso modo de vida atual (Cascais Natura, 2009). Torna-se desta forma uma prioridade, a nível
regional e local, a criação de medidas e políticas que permitam o equilíbrio entre o uso e a
manutenção dos serviços ecológicos prestados pelos ecossistemas inerentes (Cascais Natura,
2009).
Neste contexto, a estrutura ecológica de uma região constitui um elemento de extrema
importância, devido ao seu múltiplo papel no equilíbrio urbano, proporcionando não apenas
benefícios ecológicos e ambientais, como também serviços sociais e económicos, domínios
que constituem as três vertentes da sustentabilidade, de modo a satisfazer as necessidades da
sociedade (Quintas & Curado, 2010). O potencial de configuração de uma estrutura ecológica
trata-se de uma ideia que começou por ser explorada no século XX, resultado da adoção do
51
conceito de conetividade (Madureira, et al., 2011). Apesar da existência, ao longo da história,
dos conceitos a esta associados, o termo "estrutura ecológica" surge apenas nos anos 80
(Neto, 2010). A estrutura ecológica consiste num instrumento de ordenamento do território,
com o objetivo na preservação e salvaguarda de áreas essenciais para a manutenção dos
serviços ecológicos (Cascais Natura, 2009). O conceito surgiu em 1999, na legislação
portuguesa, podendo ser adaptado a paisagens rurais e urbanas, devendo ser considerada em
diversos planos, com diferentes âmbitos e escalas (Quintas, 2014; Correia, 2012).
Conforme estabelecido no artigo 14o do Decreto-Lei n.o 46/2009, de 20 de fevereiro, a
estrutura ecológica encontra-se também definida no Regime Jurídico dos Instrumentos de
Gestão Territorial (RJIGT) como “áreas, valores e sistemas fundamentais para a proteção e
valorização ambiental dos espaços rurais e urbanos” (Quintas, 2014).
A estrutura ecológica em ambiente urbano ameniza e equilibra a área construída, assumindo-
se em alinhamentos de árvores, jardins públicos ou em parques urbanos (Cascais Natura,
2009). Em áreas rurais, estabelece um mosaico de paisagens multifuncionais que permite
preservar o legado cultural e histórico (Cascais Natura, 2009). A par da proteção dos recursos
naturais indispensáveis à sustentabilidade do território, a estrutura ecológica define os usos
possíveis em espaço natural e constitui o suporte de atividades complementares em espaço
rural e urbano" (Neto, 2010; Cascais Natura, 2009).
2.2.2 Estrutura ecológica municipal
Foi a partir de 1999 que a lei portuguesa vigorizou a integração das redes ecológicas em planos
espaciais (Correia, 2012). Um instrumento que permite operacionalizar esta estratégia de
desenvolvimento sustentável são as definições de Estrutura Ecológica Regional (EER) e
Estrutura Ecológica Municipal (EEM), ferramentas de ordenamento a nível regional e
municipal, respetivamente (Cascais Natura, 2009; Correia, 2012). A EEM constitui uma
ferramenta territorial portuguesa fulcral para a contribuição do equilíbrio ecológico para o
território português (Correia, 2012). A EEM é um instrumento de ordenamento do território
que tem como objetivo principal a salvaguarda das áreas importantes no que se refere à
manutenção das funções ecológicas do território (Neto, 2010). Este instrumento de
ordenamento de apoio à tomada de decisão no âmbito local assume-se como um modelo de
gestão ativo na preservação e valorização do património natural, histórico e cultural,
articulando as infraestruturas urbanas com o espaço natural de forma coerente e organizada
no interior do concelho associado (Cascais Natura, 2009).
52
Estas estruturas são devidamente coordenadas pelos respetivos municípios, enquadradas no
Plano Diretor Municipal (PDM), um instrumento de gestão territorial (IGT) que apresenta o
regulamento e as orientações estratégicas para o ordenamento do território e das alterações
do uso e ocupação do solo que lhe pertencem (Correia, 2012). As câmaras municipais são
responsáveis pela delimitação e regulação do seu território, tanto as áreas de caráter rural
como as áreas urbanas, adicionando os sistemas fundamentais para a proteção do ambiente
(Correia, 2012). Contudo, o conceito técnico e a referência às áreas integradas nas EEM foram
somente definidas em 2009, a partir de uma altura em que os PDM viriam a sofrer constantes
revisões, devido à pouca experiência e falta de conhecimentos, no que diz respeito à
integração destas estruturas ecológicas territoriais (Correia, 2012). Em 2011, foi publicada
nova legislação referente aos IGT, incluindo os Decretos Regulamentares n.º 9/2009, 10/2009
e 11/2009, de 29 de maio que estabelecem, respetivamente, os conceitos técnicos, a
cartografia a utilizar nos IGT e os critérios de classificação, reclassificação e qualificação do solo
(Quintas, 2014). A EEM é uma ferramenta de ordenamento de território que, tal como outras,
não pode atuar de forma isolada dos restantes planos de ordenamento do território que
intervêm na gestão do território dos municípios (Neto, 2010). Só com adaptação e inclusão da
estrutura ecológica no PDM se garante a implementação das medidas de gestão territorial
(Neto, 2010).
No âmbito local, a EEM divide-se em três tipos: a Estrutura Ecológica Urbana (EEU), Estrutura
Ecológica Fundamental (EEF) e Estrutura Ecológica Complementar (EEC) (Neto, 2010).
2.2.2.1 Estrutura ecológica fundamental
A Estrutura Ecológica Fundamental (EEF) compreende as áreas abrangidas pela legislação e
que se encontram incluídas na Rede Fundamental de Conservação da Natureza (RFCN), de
acordo com o disposto no Artigo 5o do Decreto-Lei n.o 142/2008 de 24 de julho,
nomeadamente, a Reserva Agrícola Nacional (RAN), a Reserva Ecológica Nacional (REN) e os
Habitats Naturais da Rede Natura 2000 (Neto, 2010; Cascais Natura, 2009).
A REN foi criada pelo Decreto-Lei n.o 321/83, de 5 de julho, que, de acordo com o Artigo 1o
integra as ”áreas indispensáveis à estabilidade ecológica do meio e à utilização racional dos
recursos naturais, tendo em vista o correto ordenamento do território”. Este diploma legal foi
revogado pelo Decreto-Lei n.o 93/90, de 19 de março, o qual sofreu várias alterações,
destacando-se a operada pelo Decreto-Lei n.o 180/2006, de 6 de setembro, por consagrar a
possibilidade de viabilizar atividades não prejudiciais à permanência dos recursos, valores e
processos ecológicos nas áreas integradas na REN (CCDR-LVT, 2015). Mais tarde ocorreu uma
53
nova revisão do regime jurídico da REN, concretizada pelo Decreto-Lei n.o 166/2008, de 22 de
agosto (CCDR-LVT, 2015). Nos termos deste diploma, a REN foi definida como uma estrutura
biofísica que integra áreas com valor e sensibilidade ecológicos ou expostas e com
suscetibilidade perante riscos naturais e uma restrição de utilidade pública que condiciona a
ocupação, o uso e a transformação do solo a usos e ações compatíveis com os seus objetivos
(CCDR-LVT, 2015; CCDR-LVT, 2015; DGADR, s.d.). O Decreto-Lei n.o 96/2013, de 19 de julho
estabelece o regime jurídico aplicável às ações de arborização e rearborização recorrendo a
várias espécies arbóreas de caráter florestal, procedendo à alteração do artigo 20o do Decreto-
Lei n.o 166/2008 (CCDR-LVT, 2015).
O conceito da RAN é instituído no Decreto-Lei n.o 451/82, pela sua importância para a
sobrevivência e o bem-estar das populações e para a independência económica do país, por
ser o suporte da produção vegetal essencial para a alimentação (Neto, 2010). Este diploma
legal viria a ser substituído pelo Decreto-Lei n.o 196/89 onde se atribuía a gestão das áreas
integradas na RAN a órgãos regionais representativos com responsabilidade na matéria - as
comissões regionais da reserva agrícola (Neto, 2010). De acordo com a DGADR (s.d.), o Diário
da República (2009) e Neto (2010), o Artigo 2o do Decreto-Lei n.o 73/2009 define a RAN como o
conjunto de terras que, pelas suas propriedadess, em termos agroclimáticos, geomorfológicos
e pedológicos, apresentam maior aptidão para a atividade agrícola. O mesmo decreto-lei torna
as autarquias responsáveis pela delimitação das áreas de RAN aquando da revisão do PDM ou
de Planos de Pormenor (PP), com a supervisão da Direção Regional de Agricultura e Pescas
(DRAP) territorialmente responsável (Neto, 2010). Tal como a REN, a RAN é uma restrição de
utilidade pública, mas em que se aplica um regime territorial especial, que estabelece um
conjunto de condicionamentos à utilização não agrícola do solo, identificando quais as
permitidas tendo em conta os objetivos do presente regime nos vários tipos de terras e solos
(Decreto-Lei n.o73/2009). A medida procurava minimizar ou travar a ocupação irracional de
áreas de maior aptidão agrícola que, no momento da vigorização deste decreto-lei, em 1982,
já totalizavam cerca de 12 % da superfície total do país (Neto, 2010). Assim, os objetivos da
RAN são os seguintes (DGADR, s.d.):
A proteção do solo, elemento fundamental das terras, como suporte do
desenvolvimento da atividade agrícola;
Contribuição para o desenvolvimento sustentável da atividade agrícola;
Promoção da competitividade dos territórios rurais e contribuição para o
ordenamento do território;
54
Contribuição para a preservação dos recursos naturais;
Assegurar que a atual geração respeite os valores a preservar, permitindo uma
diversidade e uma sustentabilidade de recursos às gerações seguintes;
Contribuir para a conetividade e a coerência ecológica da RFCN;
A RAN constitui um instrumento de gestão do solo agrícola para os agricultores e contribui
para a fixação da população ativa na agricultura, para a valoração da paisagem, para a
melhoria da estrutura fundiária e para o fomento da agricultura familiar (Decreto-Lei n.o
119/2015). Nas áreas da RAN são excecionalmente permitidas utilizações não agrícolas
consideradas compatíveis com os objetivos de proteção da atividade agrícola, mediante
parecer prévio vinculativo ou comunicação prévia à entidade regional da RAN territorialmente
competente (DGADR, s.d.). Os pareceres favoráveis só poderão ser concedidos quando
estejam em causa, sem que haja uma alternativa viável fora da RAN, uma ou mais das
situações referidas nas alíneas do no 1 do artigo 22o do Decreto-Lei n.o 73/2009, de 31 de
março, com as alterações introduzidas pelo Decreto-Lei n.o 199/2015, de 16 de setembro
(DGADR, s.d.).
2.2.2.2 Estrutura ecológica complementar
A implementação da EEC tem como princípio conservar as restantes áreas que não se
encontram abrangidas pela legislação nacional ou europeia e que apresentem valores elevados
de interesse, nomeadamente o valor biológico da vegetação atual, a valoração das unidades
de paisagem, valoração do património histórico e cultural e o valor ecológico do solo, no
sentido de garantir a interligação e coerência da EEM (Cascais Natura, 2009; Neto, 2010).
Nesta estrutura as áreas com valores de baixo e médio interesse permitem estabelecer a
conetividade entre os corredores ecológicos, reduzir a fragmentação e garantir a manutenção
de uma paisagem multifuncional (Cascais Natura, 2009).
2.2.2.3 Estrutura ecológica urbana
A EEU incorpora os espaços verdes dentro dos perímetros urbanos necessários ao equilíbrio do
sistema edificado, nomeadamente, jardins públicos, parques urbanos, árvores de arruamento,
espaços verdes de enquadramento e privados, entre outros, com o objetivo de planear a
localização de futuros espaços verdes (Neto, 2010). São considerados os espaços livres em
meio urbano com potencial para a criação de novos parques e jardins de forma a colmatar a
necessidade dos mesmos em função da densidade populacional (Cascais Natura, 2009). Estas
áreas devem ser tratadas conjuntamente, numa estrutura coerente, em vez de serem geridas e
55
de forma isolada (Quintas & Curado, 2010). Deste modo, os seus benefícios tornam-se
consideravelmente superiores, na medida em que todos os seus elementos constituintes
funcionam de forma unida e coordenada, tendo como fim o desempenho eficaz das funções
urbanas que contribuem para a promoção do equilíbrio, sustentabilidade e qualidade de vida
nestas áreas (Quintas & Curado, 2010).
Na legislação portuguesa, a designação “Estrutura Ecológica Urbana” (EEU) surge pela primeira
vez no RJIGT, incorporado no Decreto-Lei 380/99, de 22 de setembro. Segundo o próprio
diploma legal, a EEU é formada por “áreas, valores e sistemas fundamentais para a proteção e
valorização ambiental”, nas áreas urbanas, sendo considerada como uma categoria de solo
pertencente à classe “solo urbano”, e devendo ser identificada nos PDM de cada concelho
(Quintas & Curado, 2010).
2.3 Espaços verdes urbanos
2.3.1 O conceito de espaço verde urbano
A preservação dos espaços naturais ainda remanescentes e criação de uma estrutura ecológica
tornaram-se primordiais e, nesse sentido, surgiu o conceito de “espaço verde urbano”,
designando as áreas onde se tentava recriar a natureza em meio urbano, funcionando como
locais de encontro, estadia ou passeio público (Quintas, 2014). Definem-se espaços verdes
urbanos (EVU) como áreas livres nas cidades, com caraterísticas fundamentalmente naturais
(Queiroz, et al., 2012). Os EVU são, reconhecidamente, de grande importância na melhoria da
qualidade de vida dos cidadãos e na criação de uma imagem atrativa e competitiva das
cidades, dado que os centros urbanos têm vindo, com o passar dos anos, a ficar mais
adensados (Vasconcelos & Vieira, 2010; Queiroz, et al., 2012). O seu contributo para a
melhoria da qualidade de vida pode ser alcançado através das suas diversas funções,
designadamente as funções biofísicas que se traduzem em benefícios climáticos, biológicos,
hidrológicos que contribuem para a preservação e equilíbrio dinâmico dos ecossistemas
(Vasconcelos & Vieira, 2010; Queiroz, et al., 2012; Teiga & Torres, 2013; Mercer, et al., 2015).
Contudo, frequentemente, estes espaços encontram-se isolados e desarticulados dos usos das
zonas envolventes, acabando por ficarem esquecidos no meio das construções e densificação
urbana (Rocha, 2012).
Existe uma forte relação entre o espaço verde aberto, o bem-estar físico e mental das
populações e a presença da biodiversidade e habitats, dentro de ambientes urbanos
(Karuppannan, et al., 2013). A utilização desses espaços potencia a capacidade de
56
concentração e disciplina das crianças nas atividades do dia-a-dia, aliviam o stress urbano e a
fadiga, conduzindo a uma diminuição da agressividade e da violência e influenciam a
capacidade de relacionamento com os vizinhos e o sentimento de pertença a um lugar (bairro,
vila ou cidade) (Santana, et al., 2010; Mercer, et al., 2015). Ademais, os EVU, tendo como
exemplo o espaço representado na Figura 2.5, contribuem para a adoção de modos de vida
mais saudáveis, propiciando a sua utilização para o recreio, lazer e a prática de desporto
(Rocha, 2012; Santana, et al., 2010; Neto, 2010).
Figura 2.5 - Exemplo de espaço verde urbano utilizado para recreio (Portal do ambiente e do cidadão, 2005).
Para além destes benefícios, os EVU são também apontados como um dos principais
mitigadores do efeito de “ilha de calor urbano”, nomeadamente através da sombra e de
evapotranspiração (Vasconcelos & Vieira, 2010; Santana, et al., 2010). Esta capacidade de
arrefecimento dos EVU torna-os particularmente importantes durante o período estival, onde
a necessidade de arrefecimento nas cidades é mais acentuada (Vasconcelos & Vieira, 2010). Ao
mesmo tempo, estes espaços atenuam os efeitos de uma das principais fontes poluidoras de
uma cidade, o tráfego automóvel, atuando como filtro de partículas e purificador do ar,
protegendo os cursos de água da poluição difusa, reduzindo a fragmentação dos habitats,
garantindo a sobrevivência da fauna e flora dentro de áreas cada vez mais artificializadas
(Rocha, 2012; Teiga & Torres, 2013; Brennan & O’Connor, 2008). A vegetação urbana tem a
capacidade em armazenar carbono, o que leva à redução de dióxido de carbono na atmosfera,
contribuindo para a mitigação das alterações climáticas (Mercer, et al., 2015).
Os EVU podem dividir-se em dois tipos: Jardins públicos e parques urbanos. Por definição, os
jardins públicos são espaços verdes de pequenas dimensões, inferiores a 3 ha que reúnem
condições para o recreio infantil e juvenil, e convívio de adultos e idosos, sendo usados
diariamente pelos moradores e trabalhadores do bairro ou quarteirão correspondente (Neto,
57
2010). Estes espaços são geralmente artificializados (Neto, 2010). A natureza urbana presente
nos jardins públicos proporciona uma melhoria nos padrões de vivência nas cidades, induzindo
alterações positivas no comportamento e atitude dos habitantes locais face à conservação
natural e de ecossistemas (Paker, et al., 2013).
Os parques urbanos são áreas verdes, normalmente isoladas de outras infraestruturas verdes
(IV), que se encontram no interior de áreas urbanas (Huang, et al., 2015). Os parques urbanos
são espaços verdes com o tamanho superior a 3 ha, com uma maior diversidade de usos do
que os jardins públicos (Neto, 2010). São geralmente usados semanalmente ao fim de semana
e feriados, podendo também ter um uso diário por parte de moradores e trabalhadores mais
próximos (Neto, 2010). No século XIX, Frederick Law Olmsted e Calvert Vaux trabalharam em
diversos parques urbanos, entre os quais apresentaram, em 1859, um projeto que se tornou
um dos mais famosos parques urbanos da história: o Central Park (1858 – 1861), em Nova
Iorque (Quintas, 2014). Tal como os jardins públicos, os parques urbanos são geralmente
artificializados, mas, devido à sua dimensão, permitem por vezes promover alguma
naturalidade do espaço (Neto, 2010). Estes espaços são fortes potenciadores de recreio dos
cidadãos locais e para a integração de habitats para a fauna, a qual é favorecida com a
conetividade dos parques com outros espaços verdes envolventes formando um sistema verde
integrado (Huang, et al., 2015). Por outro lado, estas zonas são permeáveis, permitindo a
infiltração da água de chuva no solo, potenciando assim condições para o crescimento e
desenvolvimento de plantas (Brennan & O’Connor, 2008; Huang, et al., 2015).
Os EVU conferem uma paisagem única que acolhe uma variedade de flora e fauna e favorece o
contacto direto do ser humano com a natureza que tem implicações significativas na qualidade
de vida dos habitantes locais (Brennan & O’Connor, 2008).
2.3.2 Os espaços verdes urbanos como promotores da biodiversidade
De facto, um dos maiores problemas relacionados com a perda de biodiversidade nas áreas
urbanas dinâmicas, além da redução do número e área de habitats naturais, é a sua
fragmentação provocada pelas infraestruturas (Madureira, et al., 2011). Apesar de uma maior
atenção e preocupação com estas questões ambientais, existem poucos conhecimentos acerca
das questões de conservação da biodiversidade e da vida selvagem em meio urbano
(Karuppannan, et al., 2013).
O planeamento do EVU tem sido realizado para satisfazer as necessidades da sociedade, mas
tem tido pouca consideração no que diz respeito aos aspetos ambientais, da vida selvagem e
58
da biodiversidade (Karuppannan, et al., 2013). Assim, os fenómenos da fragmentação dos
espaços verdes que ficam então isolados nas cidades são o resultado do planeamento para a
ocupação do solo desarticulado, afetando a biodiversidade urbana (Karuppannan, et al., 2013).
Devido à ausência de prioridade atribuída aos EVU, muitas cidades reduzem o seu orçamento
relativo à manutenção destes espaços, ou simplesmente ignoram a importância do
planeamento de tais IV (Karuppannan, et al., 2013). Desta forma é fundamental prosseguir
com as investigações acerca da importância dos espaços verdes e da atitude dos habitantes
face à presença destes espaços e da biodiversidade presente, para assegurar um planeamento
urbano mais responsável e ponderado (Karuppannan, et al., 2013).
As cidades são consideradas como locais que acolhem uma gama de biodiversidade muito
inferior quando comparados com as áreas rurais localizadas adjacentemente, no entanto os
espaços verdes incorporados podem fornecer habitats para as mesmas espécies que também
se encontram nas áreas rurais adjacentes, incluindo espécies raras e ameaçadas (Mercer, et
al., 2015; Brennan & O’Connor, 2008). Assim, urge compreender o ecossistema humano em
relação à vegetação e vida selvagem urbana (Karuppannan, et al., 2013). Ao contrário da
infraestrutura cinzenta (IC), que tem uma só finalidade, a IV apresenta uma multiplicidade de
benefícios (CE, 2013). As áreas e IC, como se designa o espaço constituído por construções, são
tradicionalmente encaradas como zonas de benefícios muito limitados para a biodiversidade,
instaladas sem qualquer tipo de consideração pela natureza (Brennan & O’Connor, 2008). A
presença frequente de superfícies seladas, como o asfalto e o cimento, não proporcionam
condições para a sobrevivência de flora e de fauna selvagem (Brennan & O’Connor, 2008). No
entanto, para algumas espécies, os EVU terão mesmo melhores condições de habitação que as
áreas rurais com campos agrícolas intensivos, sugerindo que as cidades e vilas poderão
desempenhar um papel importante a nível da conservação e integração de flora e de fauna
selvagem (Mercer, et al., 2015; Brennan & O’Connor, 2008).
O planeamento para a biodiversidade deve ter em consideração os requisitos espaciais para
espécies, para que forneça habitats de dimensões suficientemente grandes para a sua
integração (Brennan & O’Connor, 2008). Os EVU proporcionam um embelezamento da
paisagem urbana, habitats para uma variedade de aves, mamíferos, peixes, insetos e outros
organismos, servindo ainda de corredores ecológicos, ou “corredores de vida selvagem”, que
permitem a ligação entre habitats e que asseguram o continuum naturale (Rocha, 2012;
Brennan & O’Connor, 2008; Queiroz, et al., 2012; Neto, 2010; Mercer, et al., 2015). Estas
conexões entre espaços verdes facilitam a dinâmica e movimento da fauna, especialmente os
59
insetos e as aves, entre espaços verdes individuais, e atuam favoravelmente na prevenção da
fragmentação e isolamento da vida selvagem (Mercer, et al., 2015).
No Reino Unido, os EVU formam uma zona importante de habitats para os polinizadores como
as abelhas, borboletas e outros agentes polinizadores (Mercer, et al., 2015). A manutenção de
uma população saudável de agentes polinizadores é de fulcral importância, dado que muitas
espécies de flora dependem da presença destes insetos, para que possam reproduzir-se
(Mercer, et al., 2015). As populações de polinizadores encontram-se em decréscimo em todo o
mundo, de tal forma que a provisão de habitats viáveis em regiões urbanizadas devem ser
parte integrante das estratégias de combate a estas tendências (Mercer, et al., 2015).
2.3.3 Enquadramento legislativo
Quase cerca de dois terços da área urbana que existirá em 2030 encontra-se ainda por
construir, o que torna vital o aproveitamento das oportunidades para a criação e manutenção
de ambientes urbanos saudáveis e sustentáveis (Mercer, et al., 2015). No caso de Portugal,
houve, durante o século XX, um dos crescimentos urbanos mais rápidos da UE, focados nas
duas principais áreas metropolitanas do país – Lisboa e Porto (Madureira, et al., 2011). O
reconhecimento destes fenómenos de crescimento urbanos conduziu à consagração da
participação pública como um princípio básico das leis europeias (Teiga & Torres, 2013).
O envolvimento da sociedade em questões ambientais começou a dar os primeiros passos no
século XX (Teiga & Torres, 2013). A Cimeira da Terra (1992) publicou a Agenda 21 (Al21, 2010)
e a Carta da Terra (Carta-Terra, 2006), documentos essenciais que visam o desenvolvimento
sustentável para todo o planeta, a nível económico, social, ambiental e espiritual (Teiga &
Torres, 2013). A contribuição dos EVU para o desenvolvimento sustentável tem-se destacado
nos últimos anos em diversas publicações e organizações internacionais, nomeadamente a
Agência Europeia do Ambiente (AEA), a Organização Mundial da Saúde (OMS), as Nações
Unidas (NU)-Habitat, entre outras (Madureira, et al., 2011).
De forma a proteger o capital natural e a assegurar o investimento nas IV na Europa como os
EVU, foi delineada, no ano de 2010, a Estratégia de Biodiversidade da UE para 2020 que inclui
o compromisso da CE na preparação de uma estratégia para as incorporação destas
infraestruturas (CE, 2013). Nas propostas da CE relativas ao Fundo de Coesão e ao Fundo
Europeu de Desenvolvimento Regional (FEDER), as IVs são especificamente identificadas como
uma das prioridades em matéria de investimento (CE, 2013). Reconhece-se que as IV
60
contribuem para a política regional e para a sustentabilidade na Europa, propiciando um
crescimento inteligente e sustentável (CE, 2013).
Apesar da participação pública ser uma exigência regulamentar, de acordo com os termos da
Convenção de Aarhus de 2008 e da Diretiva Quadro de Água do ano 2000, os formatos mais
utilizados da participação pública em Portugal continuam a ser passivos (consulta e audiência
pública), que apesar de importantes nos processos formativos, não integram as componentes
de esclarecimento e debate, nomeadamente com público-alvo específico, desde agricultores,
pescadores, industriais de pecuária, entre outras áreas (Teiga & Torres, 2013). A nível nacional
e, de acordo com a última versão da Lei de Bases do Ambiente, o no 3, do Artigo 16.o, da Lei n.o
19/2014, a participação pública está consignada na legislação, assegurando o acesso e
liberdade de informação e participação, constituindo, em matéria do ambiente, um
direito/dever constitucional dos cidadãos cooperar com o Estado (Lei n.º 19/2014).
Distinguem-se três níveis sequenciais de participação pública (Teiga & Torres, 2013):
Informação – o primeiro nível de participação que confere ao público o acesso à
informação e assegurar a sua transmissão e divulgação ativamente.
Consulta – o direito dos cidadãos de darem o próprio parecer, como reação às
propostas, sendo que nalguns planos é exigível, no ponto de vista legal, que o público
se manifeste por escrito, contudo na maioria, a consulta oral é suficiente.
O envolvimento ativo – envolve uma maior participação do público, efetuando
discussões com as autoridades e decisores, planeamento de atividades, colaboração
no desenvolvimento de soluções, envolvência nas decisões e a participação na
implementação e gestão dos espaços verdes.
2.4 Hortas urbanas
2.4.1 Agricultura urbana
O crescimento das cidades deve-se principalmente ao desencadeamento da Revolução
Industrial, o que conduziu a aumentos dos avanços tecnológicos, das capacidades de produção
e a uma forte migração humana das áreas rurais para as cidades (European Cooperation in
Science and Tecnology, 2013). A pressão que as cidades exercem sobre o meio natural é muito
grande (Azoteas Verdes, 2012). Para além dos distúrbios provocados nos ecossistemas, estas
pressões diminuem a diversidade biológica (Azoteas Verdes, 2012). As cidades possuem um
sistema prevalecente que atua sobre a natureza e o seu equilíbrio ecológico, desperdiçando
61
uma grande quantidade de recursos, resultado de uma produção e consumo descontrolados
dos produtos extraídos (Azoteas Verdes, 2012). Dados estes factos, urge estudar e recorrer a
alternativas que atuem no sentido de alcançar a sustentabilidade nas cidades (Azoteas Verdes,
2012).
Um grande problema a nível mundial prende-se com a alimentação, devendo-se não só ao
alcance dos alimentos por parte dos cidadãos, mas à má distribuição entre estes (Azoteas
Verdes, 2012). Um dos objetivos que deverá ser prioritário no âmbito da sustentabilidade
passa pela satisfação alimentar da população mundial adotando estratégias sustentáveis e
mais racionais (Azoteas Verdes, 2012). Como alimentar as populações em crescimento de uma
forma sustentável, ecológica e socialmente equilibrada é um tema de grande destaque entre
os decisores políticos desde as últimas décadas (McClintock, et al., 2015). Foi devido a estes
aspetos que terão surgido o conceito de horta urbana, uma forma de aumentar a produção de
alimentos no interior das cidades (European Cooperation in Science and Tecnology, 2013).
Naturalmente existirão diversas formas para o combate às desigualdades na distribuição de
recursos, sendo que uma destas passará pela agricultura urbana (AU) (Azoteas Verdes, 2012).
A AU é uma atividade praticada no interior (agricultura intraurbana) ou na periferia
(agricultura periurbana) de uma cidade ou localidade, que se baseia na produção,
processamento e distribuição de uma diversidade de alimentos e outros produtos não
alimentares em espaços agrícolas urbanos, através da utilização de recursos materiais e
humanos pertencentes às próprias cidades, a fim de abastecer a respetiva população dos
produtos e serviços produzidos nestes espaços (European Cooperation in Science and
Tecnology, 2013; CMC, 2011; Azoteas Verdes, 2012). Para além de contribuir para uma
alimentação equilibrada da sociedade local, a agricultura urbana, representada na Figura 2.6,
desencadeia uma melhoria na resiliência dos sistemas urbanos alimentares (McClintock, et al.,
2015; Yadav, et al., 2011).
62
Figura 2.6 - A agricultura desempenhada em hortas no meio urbano (CMF, s.d.).
Por seu lado, a agroecologia carateriza-se pela agricultura numa perspetiva ecológica,
definindo-se como o manuseamento sustentável e ecológico dos ecossistemas de caráter
agrícola, mediante a ação social e coletiva, integrando conhecimentos tradicionais, modernos
e técnicos para a obtenção de métodos de produção que respeitem o ambiente e a sociedade
(Azoteas Verdes, 2012). A agroecologia constitui uma alternativa ao modelo de
manuseamento agroindustrial que contribui para prejuízos a nível ecológico e também social,
resultado da globalização económica (Azoteas Verdes, 2012).
A AU é realizada, geralmente, em pequenas áreas e destina-se sobretudo a uma produção para
utilização e consumo próprio dos agricultores ou para a venda em mercados locais (CMC,
2011). Descrita como a produção de culturas alimentares, esta atividade pode diversificar-se
em várias formas desde a produção agrícola em hortas comunitárias hortas em casa, quintas
urbanas, hortas comerciais, e hortas organizacionais e institucionais, geridas por igrejas,
organizações não governamentais, escolas entre outras instituições (McClintock, et al., 2015).
A AU serve múltiplas funções (McClintock, et al., 2015). Em termos de ecologia urbana, este
tipo de agricultura tem a vantagem de promover maiores índices de biodiversidade e a
implementação de mais espaços verdes nas cidades, com todas as vantagens que lhe estão
associadas (CMC, 2011). Contribui ainda para o desempenho de inúmeras funções
ecossisstémicas, nomeadamente a melhoria da infiltração da água de chuvas, a redução do
efeito de “ilha de calor urbano”, sequestro de carbono no solo e contribui de forma positiva
para a redução de gases de efeito de estufa (GEE), ao reduzir a distância relativa ao transporte
dos alimentos até chegar ao consumidor final e, por conseguinte, a pegada ecológica dos
alimentos (McClintock, et al., 2015; PNUA, 2005; CMC, 2011). Outros serviços de ecossistemas
de regulação muito importantes relacionado com a diversidade biológica, para os quais a AU é
forte contribuidora, incluem-se a melhoria da conservação dos solos, da hidrologia urbana, do
63
microclima e do controlo natural de pragas, permitindo a produção sustentável de culturas
produzidas para o mercado local (Yadav, et al., 2011; PNUA, 2005).
Os benefícios sociais da AU incluem a melhoria da saúde alimentar e mental, fortalecem a
interação e a coesão sociais entre cidadãos locais, impulsiona a justiça e soberania alimentar
em comunidades de baixo rendimento e confere uma maior segurança alimentar urbana
(McClintock, et al., 2015). A soberania alimentar é o direito de cada nação em definir as
respetivas políticas e estratégias sustentáveis de produção, distribuição e consumo de
alimentos que assegurem o direito à alimentação de toda a população, com base na pequena e
média produções (Azoteas Verdes, 2012). A AU permite aumentar a quantidade de bens
alimentares disponibilizados aos cidadãos que habitam nas cidades e a disponibilização de
produtos frescos - como legumes, fruta, carne ou peixe – aos consumidores urbanos (CMC,
2011).
Em termos económicos, muitos estudantes académicos e agricultores destacam a revitalização
das cidades e bairros, o aumento do valor e condições dos solos, uma redução das despesas
familiares ao nível da alimentação, geração de oportunidades de emprego, o aumento do
acesso a uma melhor saúde alimentar e a sustentação das cidades pela formação de sistemas
ecológicos de circuito fechado, recorrendo a espaços desocupados, e águas e sólidos residuais
como recursos (Yadav, et al., 2011; McClintock, et al., 2015). A Figura 2.7 demonstra uma das
propostas de aumento da resiliência e sustentabilidade das cidades, utilizando práticas
agrícolas.
Figura 2.7 - Previsão para a agricultura urbana vertical desempenhada em Paris no ano 2050 (Agriculters, 2015).
No entanto, é preciso tomar os devidos cuidados quanto à utilização dos solos urbanos.
Eventualmente, os solos urbanos encontram-se contaminados devido às atividades
antropogénicas, compactados por equipamentos pesados, remoção do solo superficial,
64
deposição atmosférica de compostos tóxicos, contaminação por metais pesados, utilização de
fertilizantes, aplicação de pesticidas químicos, e outros contaminantes a nível industrial e dos
transportes (Yadav, et al., 2011).
Nos primeiros anos após o aparecimento deste tipo de hortas, Portugal não atribuiu muita
importância a esta forma de produção alimentar, até ao século XX, mais concretamente
durante o começo da segunda guerra mundial, a qual ameaçou as cidades europeias pela falta
de alimentos (European Cooperation in Science and Tecnology, 2013). A prática da agricultura
urbana em Portugal é, atualmente, muito frequente.
A AU pode ajudar a dar resposta a muitos dos desafios das cidades, tendo benefícios
transversais a todas as vertentes do desenvolvimento sustentável (CMC, 2011).
2.4.2 Agricultura convencional vs agricultura biológica
O solo agrícola produtivo é um recurso não renovável que se encontra em risco, degradando-
se a uma velocidade muito maior que a sua própria formação, um processo muito mais lento,
sendo necessários aproximadamente 500 anos para produzir 25 mm de solo perdido por
erosão (Barros & Freixial, 2011). De todos os factores, aquele que mais contribui para a perda
do solo por erosão e para a sua degradação é a sua mobilização intensa e continuada (Barros &
Freixial, 2011).
Em primeiro lugar, a agricultura intensiva, acompanhada pela aplicação de adubos orgânicos
para o aumento da produção é, tradicionalmente, reconhecida como agricultura convencional
(Theocharopoulos, et al., 2012). O método agrícola convencional baseia-se na introdução de
produtos químicos como os fertilizantes, herbicidas e pesticidas (Foteinis & Chatzisymeon,
2015). Desta forma, a utilização extensiva da agricultura convencional traz inúmeros efeitos
negativos no ambiente e na qualidade dos produtos agrícolas, numa altura em que emergiu a
introdução de formas alternativas de agricultura, com recorrência a uma produção agrícola
integrada e orgânica (Papadopoulos, et al., 2015).
Durante as duas últimas décadas, os países industrializados focaram-se na redução da poluição
por fertilizantes e pesticidas sintéticos na agricultura convencional (Theocharopoulos, et al.,
2012). É urgente a adoção de métodos para uma agricultura de conservação. O conceito de
agricultura de conservação consiste numa forma de prática de agricultura procurando manter
ou melhorar a fertilidade do solo, através de melhorias das caraterísticas físicas (manutenção e
melhoria da estrutura), químicas (elevação do teor de matéria orgânica) e biológicas (criação e
manutenção de condições favoráveis para os organismos do solo), de forma que as gerações
65
futuras possam obter produtividades iguais ou superiores às que se obtinham no modo
convencional, melhorando a sua qualidade de vida, com recurso a práticas fundamentais para
o sistema (Barros & Freixial, 2011). Tais práticas incluem a mobilização reduzida do solo, a
rotação de culturas, a utilização de maquinaria leve, ordenamento do pastoreio, entre outros,
na tentativa de inverter o ciclo de degradação associado à instalação de culturas no modo
convencional com o recurso à mobilização do solo (Barros & Freixial, 2011).
A preocupação da sociedade em relação aos problemas ambientais causados pela agricultura
com métodos convencionais, em combinação com o aumento da procura da sustentabilidade
no setor agrícola e da segurança alimentar conduziu ao delineamento de novas alternativas de
sistemas agrícolas, designadamente sistemas agrícolas sustentáveis (SAS), como sistemas
agrícolas orgânicos, integrados, ou ainda gestão de culturas integradas. (Theocharopoulos, et
al., 2012). Um SAS é um sistema que envolve uma melhor utilidade dos recursos naturais, uma
melhor eficiência nos recursos utilizados e um balanço com o ambiente favorável ao ser
humano e a outras espécies (Theocharopoulos, et al., 2012).
A agricultura orgânica consiste numa forma sustentável de produção agrícola, sem o auxílio de
agentes ou adubos químicos durante a prática da agricultura, enquanto um sistema agrícola
integrado é um modo sustentável de cultivo que se encontra entre os processos do sistema
convencional e do sistema orgânico agrícola, sendo um sistema agrícola que utiliza recursos
naturais e mecanismos de regulação na prática agrícola, de forma a substituír completamente
os adubos fora dos campos agrícolas, garantindo uma produção sustentável de alimentos com
qualidade, através da utilização de tecnologias seguras (Theocharopoulos, et al., 2012). A
agricultura integrada e orgânica são os SAS que se têm desenvolvido durante a última década
(Theocharopoulos, et al., 2012). A agricultura biológica ou orgânica constitui um sistema
agrícola com o objetivo da produzir alimentos, causando o mínimo de danos possível para os
ecossistemas, seres humanos e restantes seres vivos (Papadopoulos, et al., 2015). Nesse
sentido, evita de forma clara o uso de produtos químicos, como os fertilizantes e os pesticidas
(Theocharopoulos, et al., 2012; Mourão, 2007; Foteinis & Chatzisymeon, 2015). Esta supressão
de pesticidas, herbicidas e fertilizantes químicos proporciona, na agricultura biológica, uma
redução dos impactes ambientais (Foteinis & Chatzisymeon, 2015). O sistema orgânico foca-se
numa rotação de culturas, resíduos, fertilizantes orgânicos e implementa um controlo
biológico contra eventuais pragas (Foteinis & Chatzisymeon, 2015). De acordo com o
Regulamento (CE) N.o 834/2007 e (Mourão, 2007), a produção biológica é um sistema global
de gestão das explorações agrícolas e de produção de géneros alimentícios que combina as
66
melhores práticas ambientais, um elevado nível de biodiversidade, a preservação dos recursos
naturais, a aplicação de normas exigentes em matéria de bem-estar dos animais e método de
produção, em sintonia com a preferência de certos consumidores por produtos obtidos
utilizando substâncias e processos naturais. O método de produção biológica abastece um
mercado específico que responde à procura de produtos biológicos e mais saudáveis por parte
dos consumidores e, por outro lado, fornece bens públicos que contribuem para a proteção do
ambiente e o bem-estar do ser humano e dos animais (Mourão, 2007; Theocharopoulos, et al.,
2012). A agricultura biológica deve dar prioridade aos mercados locais, importando apenas
produtos que não são produzidos na região e exportando produtos de alto valor comercial
(Mourão, 2007).
A Federação Internacional de Movimentos de Agricultura Biológica (IFOAM), atualmente com
sede na Alemanha, foi fundada em 1972, em França (Mourão, 2007). Nos anos 80, ocorreu,
globalmente, um grande desenvolvimento da agricultura biológica, desencadeado pelo
reconhecimento dos motivos da necessidade de proteção ambiental e pela procura de
alimentos mais saudáveis, por parte dos consumidores, tendo surgido em Portugal a
Associação Portuguesa de Agricultura Biológica (Agrobio), em 1985 (Mourão, 2007). O
conceito de agricultura orgânica ou biológica foi incorporado na legislação europeia, mais
concretamente através da vigorização do regulamento CEE n.o 2092/91 e, seguidamente, pelo
Regulamento CEE n.o 2078/92, os quais estabelecem os métodos de produção agrícola atuem
no sentido de proteger o ambiente e de preservar os espaços naturais, tendo em consideração
a eliminação do uso de adubos químicos, na maximização de adubos agrícolas e orgânicos, e
em técnicas de controlo biológico em detrimento dos pesticidas (Mourão, 2007;
Theocharopoulos, et al., 2012; Comissão Europeia, 1992). As políticas relativas à agricultura
biológica surgiram na então Comunidade Europeia, através do Regulamento CEE n.o 2092/91.
Estes regulamentos foram recentemente revogados pelo Regulamento CE n.o 834/2007, de 28
de junho (Mourão, 2007; Theocharopoulos, et al., 2012).
Na UE, em 2006, a percentagem de área no modo de produção biológico (MPB) relativamente
à Superfície Agrícola Utilizada (SAU) total era cerca de 4%, havendo países que apresentavam
valores mais elevados, acima de 10%, como a Áustria e Suiça, seguindo-se a Itália com cerca de
8% (Mourão, 2007). Em Portugal, em 2005, a área total de MPB era de 233.458 ha (6,1% da
SAU total) (Mourão, 2007). A Figura 2.8 apresenta os valores, em percentagem, da prática da
agricultura biológica nos seis continentes do mundo.
67
Figura 2.8 - A prática da agricultura biológica no mundo (adaptado de IFOAM, 2014).
No que diz respeito à produção e, de acordo com diversos estudos, a produção orgânica é
normalmente inferior aos índices de produção da agricultura convencional (Papadopoulos, et
al., 2015; Foteinis & Chatzisymeon, 2015; Ponti, et al., 2012). Somente em alguns casos os
rendimentos obtidos na produção orgânica atingem os da produção através de meios
convencionais (Papadopoulos, et al., 2015).
O cultivo orgânico induz impactes ambientais positivos por unidade de área, quando
comparado com o convencional, mas não necessariamente por unidade de produto, uma vez
que o cultivo orgânico requere mais espaço para a produção da mesma quantidade de produto
(Foteinis & Chatzisymeon, 2015). Deste modo, a adoção de culturas orgânicas pode conduzir a
maiores alterações no uso do solo, substituindo prados e florestas por novas áreas de cultivo,
também com impactes ambientais adversos (Foteinis & Chatzisymeon, 2015).
Consequentemente, para um desenvolvimento contínuo da agricultura sustentável, torna-se
necessária a realização de estudos com o objetivo de avaliar a pegada ecológica gerada por
estes sistemas de cultivo biológico (Foteinis & Chatzisymeon, 2015). A análise do ciclo de vida
(ACV) constitui uma ferramenta importante para a avaliação da sustentabilidade ambiental de
um sistema, proporcionando dados fiáveis e uma quantificação completa dos impactes
ambientais gerados (Foteinis & Chatzisymeon, 2015). A ACV prmove dados e informações úteis
para que se estudem alternativas e se tomem decisões quanto ao sistema agrícola, envolvendo
os investigadores e os decisores políticos (Foteinis & Chatzisymeon, 2015).
2.4.3 Agricultura biológica enquanto promotora da biodiversidade
A agricultura tem sido considerada como sendo o fator primário de destruição da
biodiversidade, no entanto tais espaços de produção de alimentos poderão também ser a
África 3%
América do Norte 7%
América do Sul 15%
Ásia 8%
Europa 27%
Oceânia 40%
68
solução para a conservação e manutenção da vida na Terra (Lockwood, 1999). Nas últimas
décadas verificou-se um decréscimo da riqueza específica e abundância de espécies com a
intensificação agrícola, tanto à escala regional como à escala de terrenos agrícolas (Chamorro,
et al., 2016).
O crescimento da produção de alimentos hortícolas pode ser efetuado através de duas formas
principais: através da intensificação agrícola com a elevada introdução de fertilizantes
sintéticos ou através da extensificação, ou seja, o aumento da zona de cultivo (Gabriel, et al.,
2013). Os efeitos acumulativos da explorção agrícola de alta intensidade são os principais
fatores que influenciam, de forma direta, o decréscimo da biodiversidade e, especialmente, da
flora que se encontra entre áreas de cultivo, nomeadamente ervas daninhas, em diferentes
países europeus (Chamorro, et al., 2016). Segundo alguns estudos, o índice de ervas daninhas
na Europa central terá sofrido uma redução de espécies entre os 20 e 50%, no período entre
1950 e 1990 (Chamorro, et al., 2016). Com a intensificação agrícola e a alteração do uso do
solo como principais fatores da perda da diversidade biológica, estes têm um grande peso no
impacte causado ao ambiente e à vida selvagem (Gabriel, et al., 2013).
Por outro lado, a agricultura biológica ou orgânica é considerada como um sistema de
produção agrícola mais sustentável do que sistemas de agricultura mais convencionais e
tradicionais, pois a agricultura de caráter biológico baseia-se na produção agrícola e hortícola,
ao mesmo tempo que gere a conservação de vários parâmetros ecológicos, nomeadamente a
consevação do solo, água, energia e biodiversidade (Gabriel, et al., 2013). Este tipo de
agricultura é encarado como sendo respeitador do ambiente, com práticas capazes de
contrariar os efeitos negativos da agricultura intensiva e da perda de biodiversidade em
paisagens de caráter agrícola (Chamorro, et al., 2016). Segundo as conclusões da Conferência
Internacional da Agricultura Biológica e Segurança Alimentar, realizada em 2007, pela
Organização das Nações Unidas para a Agricultura e Alimentação (FAO), a agro-biodiversidade
é protegida e sustentavelmente utilizada pela agricultura biológica (Mourão, 2007). É um
princípio geral da agricultura biológica que cada organismo vivo deve ser tido em alta
consideração: desde o mais pequeno microrganismo presente no solo até à maior árvore
desenvolvida (Nunes, et al., 2013). Cada elemento na cadeia de abastecimento de alimentos
de agricultura biológica contribui para a manutenção ou até mesmo para o aumento da
diversidade de plantas e animais (Nunes, et al., 2013). A agricultura biológica tem em conta os
ciclos naturais das plantas e dos animais, através da implementação de normas de produção
rigorosas na legislação europeia e nas normas sobre a rotulagem que garantem a qualidade
69
dos produtos alimentares biológicos, independentemente do local onde foram produzidos (CE,
2013).
De acordo com estudos desenvolvidos pelas Universidades de Leeds e de York, no Reino
Unido, existe uma maior biodiversidade em locais de agricultura biológica, do que em locais
onde se pratica a atividade agrícola por meios convencionais (Organic Research Centre, 2010).
É então reconhecido que a redução das práticas de agricultura convencional e a prática de
agricultura biológica em campos ou hortas tendem a beneficiar a diversidade de espécies,
tendo como foco especial a flora entre áreas de cultivo, bem como a ocorrência de espécies de
ervas raras (Chamorro, et al., 2016; Gabriel, et al., 2013; Organic Research Centre, 2010).
Consequentemente, a manutenção da diversidade destas espécies impulsiona o crescimento
da diversidade de fauna nestes locais, com a presença de uma maior diversidade de aves e de
agentes polinizadores como os himenópteros e os lepidópteros (Chamorro, et al., 2016). As
práticas de agricultura ou horticultura biológica como as culturas rotacionais, cobertura de
culturas e os fertilizantes orgânicos aumentam a densidade e a riqueza de invertebrados
nativos, espécies do solo raras ou ameaçadas, artrópodes benéficos, anelídeos e micróbios
(FAO, s.d.). Esta biodiversidade no solo proporciona melhorias substanciais na formação do
solo, na reciclagem de nutrientes, na proteção e estabilização do solo contra a erosão e as
cheias, descontamina os ecossistemas e contribui para o potencial de sequestro de carbono
dos solos (FAO, s.d.). A agricultura orgânica gere, a nível local, os recursos disponíveis, no
sentido de otimizar a concorrência por alimentos e espaço entre diferentes espécies de plantas
e animais (FAO, s.d.). A manipulação da distribuição espacial e temporal da biodiversidade é
considerada a principal contribuição para os agricultores (FAO, s.d.).
No entanto, alimentar o mundo através deste tipo de agricultura, pode requerer uma maior
área para o cultivo, comparativamente à requerida para a agricultura convencional e,
consequentemente, a área de espaços naturais e seminaturais sofre uma redução,
precisamente para a instalação adicional de áreas de cultivo orgânico, reduzindo a
biodiversidade nesses espaços, mas mantendo o seu índice à volta destes espaços agrícolas
(Ponti, et al., 2012).
Muitos dos benefícios da agricultura biológica dependem do estabelecimento do equilíbrio
ecológico entre o solo, as plantas e os animais, e não apenas da substituição de fertilizantes e
pesticidas de síntese por produtos orgânicos (Mourão, 2007). A manutenção da vegetação
adjacente às culturas e a flora entre as áreas de cultivo são comuns em sistemas de agricultura
ou horticultura orgânica, providenciando à fauna, desde aves, insetos, agentes polinizadores,
70
flora selvagem, entre outros seres vivos, inúmeros refúgios e uma diversidade de alimentos
(FAO, s.d.; Chamorro, et al., 2016). As ervas têm múltiplas funções (Chamorro, et al., 2016). No
ponto de vista agronómico, as ervas representam um problema para os agricultores ou
horticultores, devido ao facto de estas se encontrarem associadas a perdas de produção nas
áreas de cultivo, no entanto o decréscimo destas ervas afeta de forma significativa a teia
alimentar local e, por conseguinte, o aprovisionamento de serviços dos ecossistemas
agronómicos, nomeadamente o controlo biológico de pestes e o processo de polinização
(Chamorro, et al., 2016).
Sem o uso de fertilizantes minerais, pesticidas sintéticos e organismos geneticamente
modificados (OGMs), reunem-se as condições ideais para a manutenção da fertilidade do solo
e prevenção de pestes e doenças (FAO, s.d.). A sua ausência, a integração de habitats naturais,
como plantas de folha perene e sebes, também irão atraír novas espécies ou recolonizar a área
com espécies que anteriormente integravam a área (FAO, s.d.).
Por outro lado, alguns estudos demonstram que a agricultura biológica não fornece, de todo,
muitos benefícios à vida selvagem, alegando que, apesar da agricultura biológica ser encarada
como benéfica para a presença de flora e de fauna, a redução da produção agrícola não
compensa os benefícios obtidos para as aves e agentes polinizadores (Organic Research
Centre, 2010). Não é totalmente claro que os ganhos modestos da biodiversidade possam ser
justificados por uma redução substancial da produção agrícola (Gabriel, et al., 2013). De facto,
a baixa produção agrícola pode implicar uma extensificação da área de cultivo, conduzindo
sequencialmente a custos a nível da biodiversidade nas áreas de cultura adicionais mais
consistentes que os ganhos gerados pelo sistema agrícola orgânico (Gabriel, et al., 2013).
Os agricultores ou horticultores de produção biológica têm também um papel fundamental
como guardiões e utilizadores dos campos ou hortas em todos os níveis, entre estes (FAO,
s.d.):
A nível genético – a opção pelas sementes e reprodução endémicas, adaptadas ao
local em questão, pela sua maior resistência a doenças e resiliência face ao stress
climático;
A nível das espécies – a diversificação de combinações de plantas e animais otimiza os
fluxos de energia e o ciclo de nutrientes;
A nível dos ecossistemas – a manutenção de campos agrícolas tanto em áreas urbanas
como em áreas naturais, sem a recorrência a adubos químicos, cria condições
adequadas para a integração da vida selvagem, e a utilização de métodos de controlo
71
biológico de pragas, que mantém uma maior diversidade de espécies e evita a
aplicação dos produtos químicos no combate às pragas.
Por fim, a diversidade de vida selvagem e da paisagem atraem, igualmente, as pessoas,
fornecendo a oportunidade para a prática de atividades de ecoturismo, entre outras atividades
fora do contexto agrícola (FAO, s.d.).
2.4.4 Hortas comunitárias
Conceito de horta comunitária
Nos dias de hoje nota-se cada vez mais que a qualidade dos espaços públicos e a atmosfera
urbana influenciam a qualidade de vida dos cidadãos locais (Filkobski, et al., 2016). Com o
aumento do número de cidades a nível mundial, assistiu-se, nos últimos anos, a um grande
conjunto de iniciativas para a melhoria da qualidade ambiental do espaço público e urbano.
Uma destas iniciativas trata-se da formação de um tipo de espaço urbano denominado horta
comunitária (HC) (Filkobski, et al., 2016). Todavia, existe a necessidade de quantificar o
conjunto de serviços prestados especificamente pelas hortas comunitárias, para que o valor
destes espaços seja pública e mundialmente reconhecido (Speak, et al., 2015).
A participação de diferentes países na investigação das respetivas HC é importante, no sentido
de compreender as variações de impactes entre países de diferentes partes do mundo. Nos
Estados Unidos da América (EUA) a horticultura comunitária entende-se como uma atividade
que reflete a qualidade e valor comunitário nos bairros (Filkobski, et al., 2016). Ao contrário
dos EUA, Cuba encara o conceito de HC apenas como um espaço de produção de alimentos
(Filkobski, et al., 2016). Em relação à África do Sul, as HC destinam-se principalmente ao
género feminino, pois as mulheres encaram o conceito como uma forma de conforto e de
tentativa de afastamento dos surtos de violência no interior dos municípios e como um sinal
de estabilidade (Filkobski, et al., 2016).
As HC são consideradas um importante espaço agrícola urbano, que contribui de forma
positiva para a resiliência das cidades. São descritas como espaços verdes de gestão e de
desenvolvimento por parte da comunidade local, ao nível do bairro, onde se desempenham
atividades hortícolas e de jardinagem (Filkobski, et al., 2016). A utilização de terrenos baldios
para a instalação de HC fornece pequenos “oásis” de espaços verdes produtivos e uma fonte
de recreio partilhada de modo a promover o convívio social e a saúde (McCabe, 2014). Uma
HC é constituída por talhões ou áreas de cultivo para cada agregado familiar, ou áreas de
cultivo que são trabalhadas em atividades coletivas (Filkobski, et al., 2016; George, et al.,
72
2014). As HC são um tipo de espaço urbano muito importante, tanto nas cidades europeias
como nos restantes continentes, concedendo aos residentes locais a oportunidade de cultivar
os seus próprios alimentos, em detrimento da sua compra nos mercados (Speak, s.d.). A
agricultura urbana moderna não tem a capacidade de produzir alimentos para todos os
residentes de uma cidade, mas pode constituir-se como uma fonte importante de alimentos
produzidos no local (Speak, et al., 2015). Em Cuba, estima-se que um décimo dos residentes da
capital, Havana, beneficiem dos alimentos que são produzidos nas hortas urbanas locais
(Speak, et al., 2015).
As HC são um tipo de espaço verde presente no meio urbano, detentoras de um potencial no
fornecimento de múltiplos serviços sociais, económicos e biofísicos de ecossistemas, em
adição à produção de alimentos (Speak, et al., 2015).
Os problemas crónicos nos sistemas urbanos e a nível social, em particular entre os jovens,
resultam de uma exposição excessiva a múltiplos problemas ligados ao ramo da saúde
(McCabe, 2014). Os problemas incluem a pobreza, a nutrição deficiente das famílias e crianças,
altas taxas de desemprego, ocorrência de crimes e violência juvenil, pobreza dos solos, uma
má qualidade do ar e a escassez de vegetais e alimentos frescos (McCabe, 2014). Em muitos
casos, estes fatores aumentam a instabilidade no interior de bairros e o distanciamento civil
(McCabe, 2014). Desta forma, e relativamente aos benefícios sociais, as HC, em particular nos
bairros de baixo rendimento, têm sido reconhecidas por vários estudos como vetores de
estabilização social nos bairros (McCabe, 2014). Estes espaços contribuem para a redução dos
problemas na saúde pública, através da promoção de atividade física, o recreio, o bem-estar, a
segurança e qualidade na alimentação, produção de alimentos para populações carenciadas e
a aceleração da recuperação de lesões ou de doenças como a obesidade, problemas de ordem
psicológica entre outros (Speak, et al., 2015; George, et al., 2014; Filkobski, et al., 2016;
McCabe, 2014). A criação de uma maior união entre os cidadãos do mesmo bairro conduz a
uma redução do crime local (George, et al., 2014; McCabe, 2014). Os programas das HC atuam
no sentido da integração dos residentes da respetiva área urbana, estabelecendo conexões
entre estes e promovendo a equidade social entre as diversas famílias, gerações, raças e tipos
de educação que residem nos bairros, permitindo ainda a partilha de alimentos produzidos e a
partilha de conhecimentos acerca da produção agrícola e biológica entre estas populações
(Filkobski, et al., 2016; George, et al., 2014). Os programas de HC facilitam e são eficazes no
estabelecimento de redes sociais, sendo muito importantes para a integração das populações
marginalizadas, como as pessoas idosas, os imigrantes e as famílias mais carenciadas (Filkobski,
73
et al., 2016). A integração das HC também potencia o contacto humano com a natureza
(Filkobski, et al., 2016).
As HC geram benefícios económicos diretos em pelo menos dois modos: aumentam os valores
destas propriedades, como forma de atraír novos residentes e eventuais negócios, sendo
importantes para promover a estabilidade dos bairros (McCabe, 2014). A atividade agrícola e
biológica nas HC beneficia os cidadãos economicamente, pois a prática agrícola e a
disponibilidade de uma área de cultivo concedem aos residentes locais a oportunidade de
cultivar os seus próprios alimentos biológicos, em vez da compra de alimentos nos mercados e
proveniente da agricultura convencional (Speak, s.d.; McCabe, 2014).
Estas hortas também têm um papel muito relevante na vertente ambiental (Speak, et al.,
2015). Para além do fornecimento de alimentos saudáveis, as HC proporcionam outros
serviços igualmente importantes para a sustentabilidade das cidades, nomeadamente serviços
de regulação como a polinização, a regulação do clima local, a formação do solo e a proteção
contra cheias, criando ainda uma oportunidade de promover um maior contacto social e com
bom ambiente entre os habitantes locais (Speak, et al., 2015). Estes serviços são cruciais a fim
de compensar os fatores qua afetam negativamente o ambiente das cidades, os quais se
destacam a densidade populacional, o trânsito e as superfícies artificiais e impermeáveis
(Speak, et al., 2015). Estes espaços verdes auxiliam no combate às alterações climáticas
através da redução do carbono atmosférico e consequente sequestro através da fotossíntese
(McCabe, 2014). A redução da distância correspondente do transporte dos alimentos desde o
local de produção até ao consumidor final, constitui outra das estratégias de mitigação das
alterações climáticas (Speak, et al., 2015). A adaptação de políticas para as alterações
climáticas encontra-se dependente da preservação e da criação de novos espaços verdes
(Speak, et al., 2015).
Hortas comunitárias de Cascais
A Agenda Cascais 21 é o Gabinete da Câmara Municipal de Cascais (CMC) com
responsabilidades na promoção de um desenvolvimento sustentável (Miguel, 2013). Esta
divisão assume grandes áreas de intervenção na comunidade, de forma a tornar a participação
dos cidadãos mais recorrente, estruturada e construtiva, nomeadamente através do Programa
Hortas de Cascais (PHC), criado em 2010, que visa promover a atividade de horticultura com
base na agricultura biológica, ao nível comunitário e familiar (CMC, 2011). Com este programa,
pretende-se também potenciar a qualidade de vida dos cidadãos e a qualidade ambiental do
74
território através da mesma atividade (CMC, 2011). A figura seguinte (2.9) demonstra a
constituição de uma horta comunitária de Cascais.
Figura 2.9 - Uma horta comunitária do concelho de Cascais (Horta dos Lombos, Carcavelos) (2016).
Contudo, tendo em conta que existe já uma forte atividade hortícola, de génese espontânea,
no concelho de Cascais, levou-sa a cabo a reconversão das mesmas para uma maior
salubridade paisagística e melhoria das infra-estruturas para os utilizadores (CMC, 2009). De
modo a evitar conflitos de metodologias de cultivo entre a agricultura biológica e a tradicional
já em prática, propôs-se através do PHC a formação dos horticultores já existentes (CMC,
2009).
Ao abrigo do PHC encontram-se três tipos de hortas (Miguel, 2013):
Hortas comunitárias - espaços disponibilizados pelo município para a prática de
horticultura de lazer, acessíveis aos cidadãos habitantes do concelho de Cascais;
Hortas em casa - proporcionar, aos munícipes residentes em moradias com jardim,
conhecimento em métodos de cultivo sustentáveis para iniciarem e manterem a sua
horta privada, dando oportunidade às famílias, que não detém um espaço privado
para a horticultura, de se candidatarem a um talhão pertencente a uma horta
comunitária;
Hortas na escola – neste tipo de hortas pretende-se a qualificação dos professores e
disponibilidade de equipamentos das escolas para criar ou desenvolver uma horta
biológica, como ação de sensibilização e educação dos alunos.
75
No entanto, serão apenas umas das HC alvo de investigação no presente projeto. O PHC na sua
componente “Hortas Comunitárias”, visa criar um novo espaço de horticultura inserido numa
área verde, cuja manutenção seja participada, fomentando o espírito comunitário e a
apropriação qualificada do espaço público (CMC, 2009). As HC enquadram-se nos 4 eixos
estratégicos definidos pela Agenda Cascais 21, como se pode observar na Figura 2.10 (Miguel,
2013; CMC, 2011):
Governança
Desenvolvimento económico
Coesão Social
Ambiente.
Figura 2.10 - Os quatro eixos estratégicos do Programa Hortas de Cascais (CMC, 2016).
Apresentados os principais eixos estratégicos, nos quais o PHC encontra-se enquadrado, os
principais objetivos das HC são os seguintes (CMC, 2009; CMC, 2011; Miguel, 2013):
Fomentar a prática da horticultura biológica como atividade de lazer;
Promover uma alimentação saudável com produtos biológicos (ou produtos vegetais
provenientes de agricultura tradicional);
Promover a governança e a participação cívica ativa na produção de espaços públicos.
A população local é um parceiro que acompanha todas as fases dos projetos e tem um
papel ativo nas decisões tomadas;
Valorizar o espírito comunitário na utilização do espaço público e na manutenção do
mesmo;
76
Fomentar o potencial sociocultural da atividade hortícola, através da promoção de
laços comunitários e o encontro e interação entre pessoas de diferentes faixas etárias,
formando comunidades mais resilientes;
Construir espaços verdes sustentáveis e inovadores que garantam um baixo custo de
manutenção e um uso adequado e responsável por parte dos cidadãos locais, como
espaço público e de convívio;
Sensibilizar e educar a população para o respeito e defesa pelo ambiente, através da
promoção de atividades ambientais para as famílias;
Potenciar a utilização da compostagem orgânica e sensibilizar relativamente às
questões dos resíduos;
Aproximar os munícipes da natureza;
Potenciar a biodiversidade e a estrutura ecológica do Concelho, promovendo a
agricultura biológica, ou seja, sem recorrência a produtos químicos, e novos
sumidouros de carbono.
As HC de Cascais estão implementadas em terrenos da autarquia que são disponibilizados, aos
munícipes, para a prática de horticultura (CMC, 2011). Quanto ao funcionamento geral da
integração dos cidadãos nas HC, pode candidatar-se a utilizador de uma destas hortas
qualquer munícipe, residente no concelho de Cascais, mediante preenchimento das fichas de
candidatura e elementos solicitados pelo gestor do projeto das HC (CMC, 2009). Fica sob
responsabilidade do gestor do projeto a seleção dos candidatos para cada HC, tendo como
critérios de seleção a ordem de inscrição e a proximidade de residência e da HC (CMC, 2009).
Aquando da inscrição de um certo agregado familiar, ser-lhe-á atribuído um talhão, ou área de
cultivo, com cerca de 30 m2, para o desempenho da sua atividade hortícola, e ainda a
disponibilidade e partilha de recursos e materiais entre os agregados familiares, desde um
compostor, o abastecimento de água proveniente da rede pública, área de armazenamento de
material, áreas de estar e lazer, entre outros (CMC, 2009). Os agricultores dispõem ainda de
áreas de passagem, que permitem a sua circulação no interior da horta, devendo estar
desimpedidas e em bom estado de conservação (CMC, 2009).
O utilizador poderá cultivar um conjunto de produtos como vegetais, ervas aromáticas ou
medicinais (CMC, 2009). É proibida a cultura de espécies legalmente proibidas pelas suas
propriedades estupefacientes. Os produtos e sementes são para autoconsumo, troca com
outros utilizadores ou em eventos de promoção da horticultura, não podendo ser
comercializados (CMC, 2009).
77
Antes de iniciarem a utilização das respetivas áreas de cultivo, os utilizadores frequentam um
curso de formação obrigatória no âmbito do PHC, de forma a adquirirem as competências,
conhecimentos e técnicas essenciais para a prática de agricultura biológica (CMC, 2009). Os
cursos de formação e a utilização das hortas comunitárias têm, tanto para formandos como
para utilizadores, um custo que será definido consoante os recursos necessários para a
execução do projeto (CMC, 2009). Uma vez frequentado o curso, as famílias estarão aptas
para, de forma autónoma, iniciarem a sua atividade hortícola, cumprindo devidamente os
direitos e deveres do regulamento (CMC, 2009).
78
79
Capítulo 3 - Metodologia
3.1 Área de estudo
3.1.1 Localização geográfica
Os espaços verdes urbanos e as hortas comunitárias alvo do presente estudo encontram-se no
concelho de Cascais e estão abrangidos pela correspondente EEM. Como se pode constatar na
Figura 3.1, o concelho de Cascais pertence ao distrito de Lisboa, localizado no centro oeste de
Portugal, fazendo fronteira a norte com o concelho de Sintra, a sul e a oeste com o Oceano
Atlântico e a este com o concelho de Oeiras (CMC, 2015).
Figura 3.1 - Localização do concelho de Cascais no território de Portugal Continental.
Localizado no oeste da Área Metropolitana de Lisboa (AML), o município de Cascais abrange
uma área total de 97,4 km2, possui quatro freguesias, as quais Alcabideche, a união das
freguesias de Carcavelos e Parede, a união das freguesias de Cascais e Estoril e São Domingos
de Rana, onde residem aproximadamente 206 500 indivíduos (CMC, 2015). A Figura 3.2
apresenta parte do concelho de Cascais, mais concretamente a freguesia onde se efetuou a
recolha de dados acerca da diversidade biológica.
80
Figura 3.2 - Localização dos espaços de estudo no interior do concelho de Cascais (Imagens Google).
As Figuras 3.3, 3.4 e 3.5 apresentam a localização dos quatro espaços de estudo, todos
localizados na União das Freguesias de Parede e Carcavelos.
Figura 3.3 - Relvado do bairro de S. João e Horta comunitária de S. João, em Carcavelos (Imagens Google).
O Relvado do bairro de S. João e a Horta comunitária do mesmo bairro encontram-se muito
próximos e a uma distância aproximada de 40 metros. Ambos os espaços localizam-se em
Carcavelos, no centro norte da freguesia associada, próxima da fronteira com a Freguesia de S.
Domingos de Rana. O Relvado de S. João encontra-se rodeado por um conjunto de edifícios
para habitação e de solo ocupado por calçada (para a mobilidade da população local),
81
ocupando uma área total de, aproximadamente 860 m2. A Horta de S. João encontra-se
limitado a norte e a este por espaço verde natural, sem intervenção humana, a oeste por
edificado e a sul por um espaço rodoviário construído, possuindo uma área total de
aproximadamente 1.560 m2.
Figura 3.4 - Localização da Horta dos Lombos, em Carcavelos (Imagens Google).
A Horta dos Lombos encontra-se também na localidade de Carcavelos, no oriente da freguesia
e do concelho de Cascais, muito próximo da fronteira com o concelho de Oeiras. A Horta
encontra-se limitada a oeste e a sul pelo bairro de S. Gonçalo, e a norte e leste por um espaço
verde sem intervenção humana, com uma área aproximada de 2.100 m2.
A Figura 15 apresenta uma imagem aérea do espaço verde urbano dos Jardins da Parede.
Figura 3.5 - Área de intervenção no EVU correspondente aos Jardins da Parede (Imagens Google).
82
O espaço verde estudado nos Jardins da Parede na localidade da Parede encontra-se limitado
por edifícios a oeste e este, a norte pela continuidade do EVU local e a sul por uma rede
rodoviária. O EVU dos Jardins da Parede tem um caráter seminatural, sujeito a intervenção
humana, tendo sido inaugurado recentemente na primeira década do Século XXI, tendo uma
área de 3.400 m2, aproximadamente.
3.1.2 Clima
O clima do concelho de Cascais é ameno, do tipo temperado mediterrânico, com verões secos
e quentes, e invernos chuvosos e frescos (Aguiar, 2010; CMC, 2010). Uma localização
geográfica única, aliada a um clima temperado, concede a Cascais uma atratividade excecional
enquanto destino de lazer e turístico, sendo Cascais e Estoril há muito reconhecidos como
locais turísticos, principalmente durante o verão (CMC, 2015). A variação diária e sazonal das
temperaturas é amenizada pela proximidade do Oceano Atlântico (Aguiar, 2010; CMC, 2010).
No concelho de Cascais são muito frequentes os ventos de norte e noroeste, que provêm do
Oceano Atlântico (CMC, 2015). Em dias com vento fraco, a velocidade do vento geralmente
não ultrapassa os 5,5 a 7 m/s, podendo ocasionalmente surgir rajadas entre os 8 e os 11 m/s
(CMC, 2015). Os ventos mais fortes ocorrem junto à costa ocidental do concelho (CMC, 2015).
3.1.3 Paisagem
O concelho de Cascais tem uma localização privilegiada, detendo diversos valores naturais e
paisagísticos, conforma se pode observar na Figura 3.6, não só devido à proximidade do mar,
mas também à presença do Parque Natural Sintra Cascais (PNSC) (CMC, 2015).
83
Figura 3.6 - Carta de ocupação e uso do solo do concelho de Cascais (COS, 2007).
De acordo com a referida figura observa-se uma dominância do edificado, ou seja, uma grande
parte do solo do concelho encontra-se sujeito a espaço urbano, praticamente por todo o
território municipal, à exceção do litoral ocidental, cuja paisagem é dominada por matos, a
segunda classe de ocupação do solo mais dominante no concelho, que se estende desde o
Cabo Raso às proximidades do Cabo da Roca. Verifica-se ainda a presença esporádica de
espaços verdes presentes no meio urbano e vegetação florestal, principalmente no noroeste
do concelho, onde se dá a transição de um meio urbano para um meio mais natural, marcado
pela proximidade da Serra de Sintra. As áreas agrícolas localizam-se, de um modo geral, nas
zonas mais interiores, principalmente no nordeste do concelho.
3.2 Procedimento metodológico e métodos de campo
A Figura 3.7 representa todas as etapas fundamentais para a execução da presente dissertação
e respetivo estudo da biodiversidade decorrido no concelho de Cascais.
84
Figura 3.7 - Procedimento metodológico do estudo da biodiversidade.
1. Seleção das áreas de estudo
Numa primeira fase, iniciaram-se as reuniões com os orientadores. As reuniões consistiram na
consolidação dos objetivos definidos, bem como a apresentação e seleção in loco de áreas de
estudo correspondentes a EVU e HC. Foram selecionadas duas áreas por cada tipo de espaço.
2. Revisão de literatura
Após o entendimento quanto aos objetivos e à seleção das áreas de estudo da diversidade
biológica, realizou-se a devida revisão bibliográfica, abordando os principais conceitos que se
encontram envolvidos no estudo, entre estes o conceito de biodiversidade, estrutura
ecológica, EVU e HC, bem como a investigação das várias metodologias de amostragem para as
diferentes classes de seres vivos, tendo em conta a flora e a fauna.
3. Definição dos planos de amostragem
Com o decorrer da revisão bibliográfica decidiu-se o método de amostragem a aplicar em cada
classe de espécies selecionada para amostragem e quanto ao/s local/is de cada espaço de
estudo para a recolha de dados.
4. Amostragem
A fase da amostragem envolve o trabalho de campo efetuado nas áreas de estudo
selecionadas. A amostragem realizou-se durante um período de três meses, desde o início de
junho até ao fim do mês de agosto.
85
Flora
Em cada área de estudo a flora foi amostrada numa única data. Nas HC, tratando-se de
espaços mais heterogéneos, recorreu-se a um transecto com 30 metros de comprimento. Para
os indivíduos intercetados foi apontado o comprimento da planta na zona de interceção.
Nos EVU, espaços mais homogéneos e dominados por relvados, foi usada uma metodologia
para abranger quer o estrato mais baixo (relvado e espaço construído) quer o estrato arbóreo.
No campo, a copa das espécies lenhosas (arbóreas e arbustivas) foi medida e, no ArcGis, com
base na fotografia aérea, foi desenhada a componente relvado e a componente construída e
desenhadas as copas das árvores, com auxílio dos dados de campo.
Para cada caso foi determinada a área dos polígonos e calculada a representatividade de cada
classe (em %).
Fauna
Em relação à fauna, efetuou-se uma recolha de dados de insetos, tanto voadores como
rastejantes, e de aves. Os levantamentos relativos à fauna foram efetuados uma vez por
semana, aproximadamente.
A recolha de dados relativos aos insetos rastejantes, nomeadamente os himenópteros
(formigas), foi efetuada em dois pontos selecionados ao acaso em cada área de estudo. Em
cada ponto foram colocados 2 iscos em caixas de plástico, um dos iscos consistia em atum e o
outro em algodão com água e açúcar, para se perceber, em cada data, qual o tipo de alimento
procurado (proteína ou açúcar). As caixas de plástico foram verificadas ao fim de 30 e 90
minutos, colhendo um indivíduo de cada espécie e contabilizando o número de indivíduos de
cada espécie. Este método foi aplicado nas quatro áreas de estudo.
Quanto aos insetos voadores, entre os quais himenópteros, lepidópteros, dípteros, entre
outros, a amostragem foi executada também através da contabilização total de indivíduos de
cada espécie observados, num intervalo de tempo de 45 minutos, principalmente de forma a
aumentar a probabilidade na deteção de espécies mais raras. Para a captura das espécies
observadas, utilizou-se uma rede manual de captura de insetos, precisamente com o objetivo
de capturar um exemplar de cada espécie observada, para posterior análise e consequente
identificação. Nas duas HC, o levantamento de espécies foi efetuado de igual forma,
selecionando seis áreas de cultivo ao acaso, mas de forma agrupada entre estas, o que facilita
86
a deslocação de uma área para outra, evitando pequenos intervalos de tempo de deslocação
de uma área de cultivo para uma outra mais distante.
No entanto, o levantamento de insetos voadores em EVU foi efetuado de forma diferenciada
principalmente pela ausência de talhões ou áreas de cultivo. No EVU dos Jardins da Parede o
levantamento foi efetuado através da seleção aleatória de uma parcela de amostragem, com
uma área de proporção semelhante a seis áreas de cultivo nas HC. No caso do Relvado do
bairro de S. João, em Carcavelos, a amostragem foi efetuada em toda a sua área, devido à
homogeneidade do espaço, à baixa densidade de espécies e pelo facto da sua área ser
relativamente inferior à área do espaço verde dos Jardins da Parede.
No levantamento das aves, foi também efetuada uma contabilização de indivíduos, também
num intervalo de tempo de 45 minutos, entre as 08:30h e as 12h, através da seleção de um
uma área de observação até um raio de, aproximadamente, 30 metros. Devido à dificuldade
na identificação espécies a uma grande distância, recorreu-se à utilização de binóculos e
também de uma máquina fotográfica.
O Relvado de S. João e Horta de S. João foram amostrados em 10 dias. Os Jardins da Parede
em 11 dias e a Horta dos Lombos em 9 dias.
3.3 Tratamento de dados
Os dados recolhidos foram organizados numa base de dados, de forma a permitir efetuar os
cálculos dos índices de diversidade.
Para cada local de estudo e tipo de organismo (flora, aves, insetos voadores e insetos
rastejantes) foram determinados os índices de diversidade de Shannon e de Simpson, para a
amostra global (dados de todos os dias de amostragem). O teste t de Student foi realizado para
determinar a existência de diferenças significativas do ponto de vista estatístico nos valores
dos índices de diversidade para cada par de locais, para um nível de significância de 0.001.
87
Capítulo 4 - Resultados e discussão
4.1 Flora
4.1.1 Espaços Verdes Urbanos
A Figura 4.1 apresenta as percentagens relativas ao tipo de ocupação do solo no Relvado de S.
João, sendo ocupado por relvado e por construção (calçada).
Figura 4.1 - Dominância dos tipos de ocupação do solo no Relvado de S. João.
Observada a figura, verifica-se que a maioria do solo é ocupado por construção,
nomeadamente calçada, que engloba o Relvado de S. João. O espaço construído ocupa cerca
de 69% da área de estudo enquanto que o relvado ocupa cerca de 31%. Adicionalmente a
Figura 4.2 demonstra o tipo de espécies que se encontram nesta área de estudo.
Figura 4.2 - Cobertura vegetal das espécies presentes no Relvado de S. João.
O relvado do bairro de S. João em Carcavelos detém cinco espécies arbóreas. A espécie mais
dominante no espaço é Robinea pseudoacacia (acássia-bastarda), cuja copa ocupa 43,4% da
68,9
31,1
Construído Relvado
10,7
12,9 5,3
27,7
43,4
Quercus robur Acer pseudoplatanus
Cupressus sempervirens Platanus orientalis
Robinea pseudoacacia
88
imagem aérea do espaço de estudo obtida através do ArcGIS. A segunda espécie mais
dominante é o plátano-híbrido (Platanus orientalis) ocupando cerca de 28% da imagem do
relvado de S. João. O carvalho-alvarinho (Quercus robur), o cipreste-de-Itália (Cumpressus
sempervirens) e o bordo (Acer pseudoplatanus) são as outras espécies apresentadas na área de
estudo, cuja ocupação total destas três espécies não atinge os 29%, devido ao facto destas
árvores não obterem uma grande largura, destacando-se entre estes o cipreste-de-Itália.
O tipo de ocupação do solo presente na área de estudo do EVU dos Jardins da Parede
encontra-se de acordo com a Figura 4.3.
Figura 4.3 - Dominância dos tipos deocupação do solo no espaço verde dos Jardins da Parede.
Ao contrário do que sucede no EVU do bairro de S. João, o EVU dos Jardins da Parede
apresenta uma maior percentagem de área verde, ou seja, uma dominância dos relvados.
Nesta área de estudo os relvados ocupam, aproximadamente três quartos do solo, estando o
restante quarto sujeito à presença de construção, nomeadamente calçada destinada à
mobilidade da população local. A figura seguinte (Figura 4.4) representa a percentagem da
cobertura vegetal das espécies observadas no espaço dos Jardins da Parede.
24,3
75,7
Construído Verde
89
Figura 4.4 - Percentagem da cobertura vegetal de cada espécie observada nos Jardins da Parede.
Observando o gráfico da figura anterior, verifica-se que o choupo branco (Populus alba) é mais
dominante no espaço de estudo em questão, com um valor percentual de 51%, pela sua
grande altura e largura, seguido da tília europeia (26,9%) e árvore-das-trombetas (19%). A
espécie com a menor dominância é o loureiro (Laurus nobilis), com um valor de 3,1%, pois esta
espécie não apresenta geralmente uma grande altitude e uma grande largura.
4.1.2 Hortas comunitárias
A Tabela 4.1 demonstra a riqueza específica de plantas detetadas na amostragem das hortas
comunitárias, bem como alguns índices de diversidade relevantes.
Tabela 4.1 - Quadro de resultados dos parâmetros da diversidade de plantas nas HC de S. João e dos Lombos.
Flora Horta dos Lombos Horta de S. João
Riqueza específica (S) 37 20
Índice de Shannon-Wiener (H') 3,2 2,5
Variância de Shannon-Wiener (VarH') 0,477289 0,321636
Equitabilidade de Shannon-Wiener (E) 0,9 0,8
Índice inverso de Simpson (1/D) 121,8 16,3
Variância de Simpson (VarD) 0,000147 0,000802
Relativamente às duas HC, verifica-se uma maior diversidade de espécies nestes espaços em
comparação com as espécies registadas nos EVU. A Horta dos Lombos é então o espaço de
estudo que apresentou uma maior diversidade de plantas, com um total de 37 espécies, tendo
a Horta de S. João a segunda maior riqueza específica, com um total de 20 espécies.
Relativamente ao índice de Shannon-Wiener e ao índice inverso de Simpson, a Horta dos
Lombos apresenta um valor de 3,2 no índice de Shannon-Wiener e um valor elevadíssimo de
26,9
51,0
19,0
3,1
Tilia x europaea Populus alba
Catalpa bignonioides Laurus nobilis
90
121,8 em relação ao índice inverso de Simpson. A Horta de S. João possui valores mais
reduzidos em ambos os índices, obtendo um valor de 2,5 no índice de Shannon-Wiener e um
valor, também este algo elevado, de 16,3.
A Figura 4.5 representa a cobertura vegetal de espécies detetadas, durante a amostragem nas
duas HC.
Figura 4.5 - Cobertura vegetal das espécies verificadas nas áreas de estudo das duas HC durante o processo amostral.
De acordo com o gráfico anterior, as duasespécies mais frequentes são a couve (Brassica
oleraceae) e o Chuchu (Sechium edule), com um total de 5,1 metros de comprimento de cada
espécie, detetados pelo método do transecto. Para além destas duas espécies, obtiveram-se
outras espécies também abundantes, nomeadamente a ancusa (Anchusa sp.), a curgete
(Cucurbita sp.), nespereira (Eriobotrya japonica), o convólvulo (Convolvulus sp.), o funcho
(Foeniculum vulgare), entre outros.
A Tabela 4.2 apresenta as comparações do ponto de vista estatístico entre as HC dos Lombos e
de S. João, tendo em conta a flora presente nestes dois espaços de estudo.
Tabela 4.2 - Comparação dos índices de Shannon-Wiener e de Simpson para a diversidade de plantas, entre as HC dos Lombos e de S. João.
Locais Índice de Shannon-Wiener Índice de Simpson
Horta de S. João vs Horta dos Lombos
Não existem diferenças significativas
Não existem diferenças significativas
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
Bra
ssic
a o
lera
cea
e
Sech
ium
ed
ule
An
chu
sa s
p.
Cu
curb
ita
pep
o
Erio
bo
trya
jap
on
ica
Co
nvo
lvu
lus
sp.
Foen
icu
lum
vu
lga
re
Cyn
ara
sp
.
Trif
oliu
m s
p.
Sola
nu
m ly
cop
ersi
cum
Lact
uca
sa
tiva
Men
tha
sp
ica
ta
Ap
ium
gra
veo
len
s
Ori
ga
nu
m v
ulg
are
Men
tha
pu
leg
ium
Alli
um
cep
a
Alo
ysia
cit
rod
ora
Cu
curb
ita
sp
p
Cym
bo
po
go
n c
itra
tus
Dit
tric
hia
vis
cosa
Ph
ase
olu
s vu
lga
ris
ou
tro
s
91
Observando o gráfico, conclui-se que, para os graus de liberdade determinados, a hipótese
nula pode ser aceite, ou seja, não existem diferenças significativas do ponto de vista estatístico
entre a flora presente na Horta de S. João e na Horta dos Lombos, uma vez que nos respetivos
testes t de Student obtiveram-se resultados inferiores aos máximos admitidos para os os graus
de liberdade determinados para cada espaço de estudo.
4.2 Insetos rastejantes
A Tabela 4.3 representa o número total de indivíduos e o número de espécies identificados nos
espaços de estudo, bem como os resultados de todos os parâmetros da diversidade
correspondentes aos insetos rastejantes (formigas).
Tabela 4.3 - Quadro de resultados dos cálculos dos parâmetros de diversidade para as formigas.
Insetos rastejantes (formigas) Relvado de S.
João Jardins da
Parede Horta dos Lombos
Horta de S. João
Número total de indivíduos (N) 831 1873 1150 824
Riqueza específica (S) 6 4 6 6
Índice de Shannon-Wiener (H') 1,2 0,1 0,7 1,5
Variância de Shannon-Wiener (VarH')
0,002121 0,000252 0,001356 0,002634
Equitabilidade de Shannon-Wiener (E) 0,7 0,1 0,4 0,8
Índice inverso de Simpson (1/D) 2,8 1,1 1,5 3,7
Variância de Simpson (VarD) 0,000133 0,000064 0,000296 0,000068
Na amostragem dos insetos rastejantes, nomeadamente himenópteros ou formigas, foram
amostradas oito espécies diferentes, num total de 4678 indivíduos observados. O espaço verde
dos Jardins da Parede foi o que apresentou o maior número de indivíduos, seguido pela Horta
dos Lombos, pela Horta de S. João e, em quarto lugar, o Relvado de S. João. Embora tenha sido
o que tenha apresentado o maior número de indivíduos, os Jardins da Parede apresentaram o
92
menor número de espécies. Nos Jardins da Parede registaram-se 4 espécies diferentes,
enquanto que nos restantes espaços de estudo observaram-se 6 espécies diferentes.
A Figura 4.6 indica o valor percentual da quantidade de indivíduos, de cada espécie, tendo em
conta o número total de indivíduos de todas as espécies observadas em todos os
procedimentos amostrais. A espécie mais observada foi Leptothorax unifasciatus,
contabilizando um total de 58,81% dos indivíduos totais observados. Tapinoma erraticum e
Aphaenogaster iberica foram a segunda e terceira espécie mais observada, respetivamente.
Com um total de apenas 0,04%, a espécie Bothriomyrmex meridionalis foi a menos observada.
Figura 4.6 - Valor percentual da abundância de espécies de formigas observadas nos quatro espaços de estudo.
O índice de Shannon-Wiener é distinto entre os quatro espaços de estudo, em que a Horta de
S. João apresenta o maior índice, 1,5, enquanto que os Jardins da Parede apresentam o menor,
sendo este de somente 0,1. No que se refere ao inverso do índice de Simpson, a Horta de S.
João detém de igual forma o maior índice, sendo que o menor índice corresponde novamente
ao espaço dos Jardins da Parede. Estes dois espaços voltam a destacar-se no que diz respeito à
equitabilidade, sendo que a Horta de S. João tem maior equitabilidade de espécies e o espaço
dos Jardins da Parede revela-se o menos equitativo.
A variância de Shannon-Wiener mais elevada verificou-se na Horta dos Lombos, não sendo, no
entanto, muito superior às variâncias da Horta dos Lombos e do Relvado de S. João. O espaço
correspondente aos Jardins da Parece apresenta, de forma clara, menor variância de Shannon-
Wiener. Quanto à variância de Simpson, a mais elevada pertence à Horta dos Lombos, não
muito superior à do Relvado de S. João e a mais baixa pertence aos Jardins da Parede, embora
muito semelhante ao valor correspondente à Horta de S. João.
58,81
18,32 11,95
4,45 3,85 2,42 0,17 0,04 0,00
10,00
20,00
30,00
40,00
50,00
60,00
70,00
93
A Tabela 4.4 apresenta o resultado do teste t de Student para os índices de Shannon-Wiener e
de Simpson, no que respeita aos himenópteros rastejantes.
Tabela 4.4 - Comparação dos índices de Shannon-Wiener e de Simpson para a diversidade de insetos rastejantes, entre os quatro espaços de estudo.
Locais Índice de Shannon-Wiener Índice de Simpson
Horta de S. João vs Horta dos Lombos
Existem diferenças significativas
Existem diferenças significativas
Relvado de S. João vs Jardins da Parede
Existem diferenças significativas
Existem diferenças significativas
Horta de S. João vs Relvado de S. João
Existem diferenças significativas
Existem diferenças significativas
Horta de S. João vs Jardins da Parede
Existem diferenças significativas
Existem diferenças significativas
Relvado de S. João vs Horta dos Lombos
Existem diferenças significativas
Existem diferenças significativas
Jardins da Parede vs Horta dos Lombos
Existem diferenças significativas
Existem diferenças significativas
Analisando a tabela podemos concluir que existem diferenças significativas entre todos os
índices de Shannon-Wiener, devido ao elevado número de graus de liberdade e ao número do
t de student entre os espaços de estudo. O mesmo se sucede no que respeita à comparação
entre todos os índices de Simpson.
4.3 Insetos voadores
A Tabela 4.5 representa os resultados da amostragem referente aos insetos voadores nos
quatro espaços de estudo, tendo, mais uma vez, sido utilizados parâmetros como o número de
indivíduos, riqueza específica (de espécies), índice de Shannon-Wiener, equitabilidade de
Shannon-Wiener e o inverso do índice de Simpson.
94
Tabela 4.5 - Quadro de resultados dos parâmetros de diversidade relativos aos insetos voadores.
Insetos voadores Relvado de S.
João Jardins da
Parede Horta dos Lombos
Horta de S. João
Número total de indivíduos (N)
229 547 820 730
Riqueza específica (S) 10 26 32 28
Índice de Shannon-Wiener (H')
1,9 2,4 2,5 2,3
Variância de Shannon-Wiener (VarH')
0,001972 0,0025981 0,00136 0,001665
Equitabilidade de Shannon-Wiener
0,8 0,7 0,7 0,7
Índice inverso de Simpson (1/D)
5,6 6,8 9,3 7,3
Variância de Simpson (VarD)
0,00013 0,000071 0,000042 0,000037
Foram amostradas 46 espécies e um total de 2326 indivíduos. Na Horta dos Lombos foi
amostrado um maior número de espécies, seguido da Horta de S. João e Jardins da Parede O
Relvado de S. João apresenta o menor número de espécies dos quatro espaços de estudo. No
respeitante ao número de indivíduos, foi amostrado um maior número também na Horta dos
Lombos, seguido pela Horta de S. João, os Jardins da Parede, por último, o Relvado de S. João.
Nos meses em que se realizaram as amostragens dos insetos voadores, incluindo os
lepidópteros, himenópteros, dípteros entre outros, assistiu-se a um aumento geral e gradual
da densidade das comunidades nos quatro espaços de estudo, desde o começo de junho até
meados de julho. Esta densidade alcançada em meados de julho estendeu-se até à primeira
quinzena de agosto, numa altura em que esta densidade começou a decrescer também de
forma gradual até ao último dia de amostragem de cada espaço. De acordo com a tabela,
verifica-se de forma evidente que as duas hortas atraem um maior número de indivíduos e de
espécies que os EVU, provavelmente devido às diferenças na diversidade da flora entre os dois
tipos de espaços. A Horta dos Lombos deteve o maior número de indivíduos e de espécies,
enquanto que o Relvado do bairro de S. João é o que deteve o menor número, tanto em
número de insetos observados, como no número de espécies identificadas.
Quanto ao índice de Shannon-Wiener, as Hortas de S. João e dos Lombos e o espaço verde dos
Jardins da Parede apresentaram valores muito próximos, sendo estes de 2,3, 2,5 e 2,4,
respetivamente. Tal facto deve-se à proximidade entre do número de espécies em cada
espaço. Devido à sensibilidade do índice de Shannon-Wiener em relação à riqueza específica, o
95
Relvado de S. João, onde foram identificadas somente dez espécies, apresenta o menor valor,
sendo este de 1,9. Relativamente à variância do mesmo autor, os valores dos quatro espaços
encontram-se muito próximos com o espaço dos Jardins da Parede a apresentar o valor mais
elevado, enquanto que a Horta dos Lombos detém o valor mais baixo.
As HC também revelam um maior índice inverso de Simpson. Tal como no índice de Shannon-
Wiener, a Horta dos Lombos apresenta também o maior índice inverso de Simpson,
alcançando um valor de 9,3, seguido pela Horta de S. João, os Jardins da Parede e finalmente o
Relvado de S. João, cujos valores do inverso do índice de Simpson são de 7,3, 6,8 e 5,6,
respetivamente.
Quanto à equitabilidade de Shannon-Wiener, conclui-se que esta é muito semelhante entre os
quatro espaços de estudo. Todos os espaços, com exceção do Relvado de S. João obtiveram
um valor aproximado de 0,7. O Relvado de S. João obteve um valor aproximado de 0,8. A
variância de Simpson mais elevada verificou-se no Relvado de S. João. Os resultados das
variâncias dos restantes espaços de estudo são inferiores, registando valores muito próximos
entre estes.
A figura seguinte (4.7) apresenta as espécies detetadas com uma maior frequência nos quatro
espaços de estudo.
Figura 4.7 - Principais espécies de insetos voadores detetadas e respetiva percentagem.
A vespa do papel (Polistes gallicus), borboleta da couve (Pieris brassicae), a mosca doméstica
(musca domestica), a abelha do mel (Apis mellifera) e a borboleta malhadinha (Pararge
aegeria) são as espécies mais frequentemente detetadas, tendo estas obtido, tendo em conta
0 0,02 0,04 0,06 0,08
0,1 0,12 0,14 0,16 0,18
0,2
96
todas as amostragens realizadas nas quatro áreas de estudo, um valor percentual de
aproximadamente 18, 14, 14, 12 e 9%, respetivamente.
A Tabela 4.6 apresenta a relação entre índices de Shannon-Wiener e de Simpson entre cada
par.
Tabela 4.6 - Relação entre os índices de diversidade de cada par de espaços de estudo, tendo em consideração os insetos voadores.
Locais Índice de Shannon-Wiener Índice de Simpson
Horta de S. João vs Horta dos Lombos Existem diferenças
significativas Existem diferenças
significativas
Relvado de S. João vs Jardins da Parede Existem diferenças
significativas Não existem diferenças
significativas
Horta de S. João vs Relvado de S. João Existem diferenças
significativas Não existem diferenças
significativas
Horta de S. João vs Jardins da Parede Não existem diferenças
significativas Não existem diferenças
significativas
Relvado de S. João vs Horta dos Lombos Existem diferenças
significativas Existem diferenças
significativas
Jardins da Parede vs Horta dos Lombos Não existem diferenças
significativas Existem diferenças
significativas
Observa-se na figura que, na comparação de índices de Shannon-Wiener, os pares em que se
apresenta o Relvado de S. João as existem diferenças significativas, dado que o Relvado de S.
João apresenta um valor do índice de Shannon-Wiener distinto dos restantes. Embora exista
uma diferença aproximada de duas décimas entre o índice de Shannon-Wiener das duas
hortas comunitárias, estas também apresentam diferenças significativas no ponto de vista
estatístico. Os restantes, devido à proximidade dos respetivos índices de Shannon-Wiener, não
apresentam diferenças a nível estatístico.
Relativamente à comparação entre índices de Simpson existem diferenças no ponto de vista
significativo nos pares que contam com a presença do índice relativo à Horta dos Lombos. Tal
facto deve-se ao valor baixo que o índice apresenta. Os restantes pares, que apresentam
índices de Simpson relativamente próximos não apresentam diferenças significativas.
4.4 Aves
A Tabela 4.7 representa os resultados da amostragem referente às aves nos quatro espaços de
estudo, tendo em conta o número de indivíduos, a riqueza específica, o índice, equitabilidade
e variância de Shannon-Wiener, o inverso do índice de Simpson e a variância de Simpson.
97
Tabela 4.7 - Quadro de resultados dos parâmetros de diversidade calculados para as aves.
Aves Relvado de S.
João Jardins da
Parede Horta dos Lombos
Horta de S. João
Número total de indivíduos (N) 188 319 143 80
Riqueza específica (S) 11 9 8 6
Índice de Shannon-Wiener (H') 1,9 1,9 1,7 1,4
Variância de Shannon-Wiener (VarH')
0,003925 0,001162 0,000197 0,00726
Equitabilidade de Shnnon-Wiener (E)
0,8 0,9 0,8 0,8
Índice inverso de Simpson (1/D) 5,3 6 4,8 3,5
Variância de Simpson (VarD) 0,000247 0,000054 0,00031 0,001286
Foram amostradas 14 espécies e um total de 730 indivíduos. No Relvado de S. João foi
amostrado um maior número de espécies, seguido dos Jardins da Parede e Horta dos Lombos.
A Horta de S. João apresenta menor número de espécies. No respeitante ao número de
indivíduos, foi amostrado um maior número nos Jardins da Parede, seguido do Relvado de S.
João e Horta dos Lombos. A Horta de S. João apresenta menor número de indivíduos.
Como se pode observar na Figura 4.8 a espécie mais abundante nos espaços estudados é o
pombo-das-rochas que representa 23% do total de indivíduos amostrados, seguida do pardal-
comum. Estes dados estão de acordo com informação das aves a nível global que indica serem
estas duas espécies, das espécies mais representadas (van Heezik et al., 2008, Nossen et al.,
2016). O verdilhão/lugre e o melro-preto constituem, cada um, cerca de 12% do total. O
Periquito-de-colar, espécie exótica, foi a espécie menos representada.
98
Figura 4.8 - Gráfico referente à percentagem do número de indivíduos de cada espécie de aves do total de indivíduos observados.
O índice de Shannon-Wiener é semelhante para os Jardins da Parede e Relvado de S. João,
apresentando o valor mais elevado. A Horta de S. João apresenta o menor valor do índice. No
respeitante ao inverso do índice de Simpson, o maior valor refere-se aos Jardins da Parede,
seguido do Relvado de S. João e Horta dos Lombos. A Horta de S. João apresenta o menor valor
do índice. A equitabilidade apresenta valores semelhantes para todos os EVU.
A variância de Simpson mais elevada verifica-se na Horta de S. João e mais baixa pertence ao
EVU dos Jardins da Parede. A Horta dos Lombos e o Relvado de S. João representam variâncias
muito semelhantes.
A Tabela 4.8 apresenta o resultado do teste t de Student para os índices de Shannon-Wiener e
de Simpson.
Tabela 4.8 - Comparação dos índices de Shannon-Wiener e Simpson de cada par de espaços de estudo.
Locais Índice de Shannon-Wiener Índice de Simpson
Horta de S. João vs Horta dos Lombos Existem diferenças
significativas Não existem diferenças
significativas
Relvado de S. João vs Jardins da Parede Não existem diferenças
significativas Não existem diferenças
significativas
Horta de S. João vs Relvado de S. João Existem diferenças
significativas Não existem diferenças
significativas
Horta de S. João vs Jardins da Parede Existem diferenças
significativas Existem diferenças
significativas
Relvado de S. João vs Horta dos Lombos Existem diferenças
significativas Não existem diferenças
significativas
Jardins da Parede vs Horta dos Lombos Existem diferenças
significativas Não existem diferenças
significativas
23,0
19,9
11,9 11,4 9,2
7,3 5,6
3,7 3,6 1,8 1,1 1,0 0,5 0,1
0,0
5,0
10,0
15,0
20,0
25,0
99
No respeitante ao índice de Shannon-Wiener há diferenças significativas nos valores deste
índice de diversidade exceto para o acaso do par de EVU Relvado de S. João/Jardins da Parede.
Em relação ao índice de Simpson, apenas há diferenças significativas para o par Horta de S.
João/Jardins da Parede.
100
101
Capítulo 5 - Conclusões e considerações finais
Cumpridas as metodologias de amostragem e o tratamento dos resultados, chegou-se à
conclusão de que a promoção da biodiversidade por parte dos dois tipos de espaços depende
da classe de seres vivos. Tendo em conta as amostragens efetuadas, verificou-se que as aves
têm uma maior tendência a eleger os espaços verdes urbanos. Por outro lado, as hortas
comunitárias têm uma maior tendência para acolher uma maior variedade de flora e de
insetos, tanto voadores como rastejantes.
No respeitante às aves, o Relvado de S. João e o espaço verde dos Jardins da Parede são os que
apresentam maiores valores dos índices de Shannon-Wiener e de Simpson. Em relação aos
himenópteros rastejantes (formigas), os espaços que detêm os maiores valores dos índices de
Shannon-Wiener e de Simpson são a Horta e o Relvado de S. João. No que aos insetos
voadores diz respeito, a Horta dos Lombos apresenta os maiores índices de Shannon-Wiener e
de Simpson, enquanto que o Relvado de S. João apresenta os valores mais baixos dos dois
índices. Finalmente, verificou-se uma maior diversidade de plantas nas duas hortas
comunitárias. A diversidade de espécies de plantas presentes nas hortas comunitárias é muito
superior em relação à diversidade presente nos espaços verdes urbanos.
Como conclusão geral, tendo em conta as áreas que foram estudadas, verifica-se que as hortas
comunitárias acolhem uma maior biodiversidade, principalmente pela maior riqueza específica
de plantas e de insetos voadores que apresentam comparativamente à riqueza verificada nos
EVU.
Durante a elaboração do projeto constataram-se algumas limitações. A identificação das
espécies dos insetos voadores, nomeadamente os himenópteros ficou condicionada devido à
falta de chaves de identificação destes grupos taxonómicos. Verificaram-se também algumas
limitações no que ao trabalho de campo se refere, devido à falta de tempo. O estudo da
biodiversidade teve a duração de três meses, no entanto é também muito importante que este
estudo seja efetuado ao longo de um período correspondente a um ano, no sentido de obter
um estudo completo das áreas de estudo e de compreender da melhor forma a evolução da
biodiversidade ao longo deste período e, se possível ao longo de vários anos, de forma a
registar eventuais alterações da diversidade em cada mês, em relação ao mesmo mês dos anos
anteriores.
102
Também como desenvolvimento futuro, constitui uma relevância a realização de uma análise
comparativa entre a biodiversidade presente nos espaços verdes urbanos seminaturais como
os dois que foram estudados (Relvado de S. João e os Jardins da Parede), ou seja, espaços que
foram alvo de intervenção humana, ea biodiversidade nos espaços verdes de caráter natural e
sem influência humana, os quais também se encontram frequentemente presentes nas áreas
urbanas do concelho de Cascais.
103
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114
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115
Anexos
Tabela 1 - Cobertura vegetal das espécies observadas no Relvado de S. João.
Tabela 2 - Cobertura vegetal das espécies observadas no espaço dos Jardins da Parede.
Tabela 3 – Comprimento da cobertura vegetal das espécies observadas, com recorrência a um transecto, na Horta de S. João.
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Tabela 4- Comprimento da cobertura vegetal das espécies observadas na amostragem com recorrência ao transecto, na Horta dos Lombos.
Tabela 5 - Quadro de resultados da amostragem de formigas na Horta de S. João.
Tabela 6 - Quadro de resultados da amostragem de formigas no Relvado do bairro de S. João.
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Tabela 7 - Quadro de resultados da amostragem de formigas no EVU dos Jardins da Parede.
Tabela 8 - Quadro de resultados da amostragem de formigas na Horta dos Lombos.
Tabela 9 - Quadro de resultados da amostragem de insetos voadores na Horta de S. João.
118
Tabela 10 - Quadro de resultados da amostragem de insetos voadores no Relvado de S. João.
Tabela 11 - Quadro de resultados da amostragem de insetos voadores no EVU dos Jardins da Parede.
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Tabela 12 - Quadro de resultados da amostragem de insetos voadores na Horta dos Lombos.
Tabela 13 - Quadro de rsultados da amostragem de aves na Horta de S. João.
Tabela 14 - Quadro de resultados da amostragem de aves no Relvado de S. João.
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Tabela 15 - Quadro de resultados da amostragem de aves no EVU dos Jardins da Parede.
Tabela 16 - Quadro de resultados da amostragem de aves na Horta dos Lombos.